Overvågning af effekten af retablerede vådområder - Danmarks ...

Miljø- og Energiministeriet
Danmarks Miljøundersøgelser
Overvågning af effekten
af retablerede vådområder
Teknisk anvisning fra DMU, nr. 19

Miljø- og Energiministeriet
Danmarks Miljøundersøgelser
Overvågning af effekten
af retablerede vådområder
Teknisk anvisning fra DMU, nr. 19
2001
Carl Christian Hoffmann1 Bettina Nygaard2 Jens Peder Jensen3 Brian Kronvang1 Jesper Madsen4 Aksel Bo Madsen2 Søren E. Larsen1 Morten L. Pedersen1 Tove Jels4 Annette Baattrup-Pedersen1 Tenna Riis1 Gitte Blicher-Mathiesen1 Torben Moth Iversen1 Lars M. Svendsen1 Jens Skriver1 Anker R. Laubel1 1) Afdeling for Vandløbsøkologi
2) Afdeling for Landskabsøkologi
3) Afdeling for Sø- og Fjordøkologi
4) Afdeling for Kystzoneøkologi

Datablad
Titel: Overvågning af effekten af retablerede vådområder
Forfattere: C.C. Hoffmann 1
, B. Nygaard 2
, J.P. Jensen 3
, B. Kronvang 1
, J. Madsen 4
, A.B. Madsen 2
,
S.E. Larsen 1
, M.L. Pedersen 1
, T. Jels 4
, A. Baattrup-Pedersen 1
, T. Riis 1
, G. Blicher-
, T.M. Iversen 1
, L.M. Svendsen 1
, J. Skriver 1
, A. R. Laubel 1
Afdelinger:
Mathiesen 1
1)
2)
3)
4)
Afdeling for Vandløbsøkologi
Afdeling for Landskabsøkologi
Afdeling for Sø- og Fjordøkologi
Afdeling for Kystzoneøkologi
Serietitel og nummer: Teknisk anvisning fra DMU nr. 19
Udgiver: Miljø- og Energiministeriet
Danmarks Miljøundersøgelser ©
URL: http://www.dmu.dk
Tegninger: Kathe Møgelvang & Juana Jacobsen
ETB: Hanne Kjellerup Hansen
Bedes citeret: Hoffmann, C.C,. Nygaard, B., Jensen, J.P., Kronvang, B., Madsen, J., Madsen, A.B.,
Larsen, S.E., Pedersen, M.L., Baattrup-Pedersen, A., Riis, T., Blicher-Mathiesen, G.,
Iversen, T.M., Svendsen, L.M., Skriver, J. & Laubel, A.R. (2001): Overvågning af effekten
af retablerede vådområder. Danmarks Miljøundersøgelser. 129 s. – Teknisk
anvisning fra DMU nr. 19 http://tekniske-anvisninger.dmu.dk
ISBN: 87-7772-617-0
ISSN (elektronisk): 1399-9176
Sideantal: 129
Gengivelse tilladt med tydelig kildeangivelse.
Internet: Rapporten findes kun som PDF-fil på Danmarks Miljøundersøgelsers hjemmeside.

Indhold
Forord 6
1 Vådområdeovervågning: formål, organisering
og strategi 7
1.1 Formål 7
1.2 Organisering 7
1.3 Arbejdsdeling 7
1.4 Overvågningsstrategi 8
1.5 Retableringsprojekter 1998 8
1.6 Vidensopbygning 9
2 Vådområdetyper 10
2.1 Ændret vandkredsløb 10
2.2 Hævning af vandløbsbunden og ændret vandføringsevne 13
2.3 Retablering af nyetablering af en sø 15
3 Indledende opstilling af vand- og stofbalance
for vådområdet 16
3.1 Kortlægning af nedsivningsområdet 16
3.2 Opstilling af indledende vandbalance for nedsivnings- og udstrømningsområdet
17
3.3 Opstilling af indledende kvælstofbalance for udstrømningsområdet
18
4 Vand- og stofbalancer for vådområder 21
4.1 Faktorer af betydning for grundvandsgennemstrømning 21
4.2 Jordbund 21
4.3 Jordart 22
4.4 Tekstur 24
4.5 Vandstandsrør – piezometerrør 25
4.6 Udregning af det hydrauliske potentiale 27
4.7 Hydraulisk ledningsevne 27
4.8 Stationsnet 36
4.9 Anvendelse af piezometerrør til udtagning af vandprøver 36
4.10 Måling af næringssstoffer og opstilling af stofbalancer –
grundvand 37
4.11 Overfladevand 38
4.12 Grundvand - måling af denitrifikation med Ar/N 2 metoden
40
4.13 Model 41
4.14 Eksempler på overvågningsstrategier 41
5 Stofbalance - synkronmålinger i vandløb 46
5.1 Overvågningsdesign 46
5.2 Dataindsamling ved synkronmålinger i vandløb 47
5.3 Statistisk redegørelse for synkronmåledesign og testgrundlag
47
5.4 Stationering, prøvetagning og databehandling 52

6 Stofbalance – søer 53
6.1 Målinger/estimater til brug ved beregning af vand og stofbalancer
for søer 53
6.2 Opstilling af vand- og stofbalancer for søer 53
6.3 Stoftilbageholdelse 55
6.4 Vandkvalitet 56
Naturindhold 60
Terrestrisk vegetation
7 Baggrund, principper for overvågning 61
7.1 Formål 61
7.1.1 Overordnet metode 61
7.2 Metoder til vegetationsregistrering 62
7.3 Metoder til kvantitativ vegetationsanalyse 63
7.3.1 Permanente prøvefelter 63
7.3.2 Fotodokumentation 65
7.4 Metoder til overvågning af hydrologi, jordbund og menneskelig
påvirkning 65
8 Vandløb –søer 68
8.1 Vandløb 68
8.1.1 Minimumsniveau for overvågning 68
8.1.2 Detaljeret biologisk og vandløbsfysisk overvågning 68
8.2 søer 69
9 Højere fauna 71
9.1 Fugle 71
9.2 Pattedyr (odder) 74
9.3 Padder 79
10 Dataudveksling og rapportering 82
11 Basisovervågning 84
11.1 Topografi og arealanvendelse i projektområde og afstrømningsopland
84
11.2 Jordbund 86
11.2.1 Jordart 86
11.2.2 Humusindhold 86
11.2.3 Tekstur 87
11.3 Hydrologi og næringssalte 87
11.3.1 Grundvandsgennemstrømning 87
11.3.2 Overrisling 88
11.3.3 Oversvømmelse 88
11.3.4 Næringssalte – prøvetagning og analyser 89
11.4 Vegetationsanalyse 90
11.4.1 Permanente prøvefelter 90
11.4.2 Fotodokumentation 92
11.4.3 Jordbundsbeskrivelse 92
11.4.4 Jordbundskemi 92
11.5 Fugle 93
11.5.1 Kortlægning af yngleterritorier 93
11.6 Lavvandede søer 94

Referencer 95
Bilag
bilag 7.1 Oversigt over danske plantesamfund på lavbundsarealer
100
bilag 7.2 Kodebeskrivelser 107
bilag 9.1 Samleskema til registrering af ynglefugle 108
bilag 9.2 Samleskema til registrering af rastende fugle 109
bilag 9.3 Samleskema til overvågning af forekomst af odder på
transekter langs åløb. 110
bilag 11.1 Registrering af vegetationskortlægning 111
bilag 11.2 Arealbeskrivelse 112
bilag 11.3 Registrering af frekvensanalyser ved udvidet Raunkiærcirkling
113
bilag 11.4 Dækningsgradsanalyse i analysefelter ( a 1m 2
) 114
bilag 11.5 Registrering af bestandsstørrelser af A og B arter 115
bilag 11.6 Registrering i prøvefelter 116
bilag 11.7 Registrering af hydrologi 117
bilag 11.8 Registrering af jordbundsprøver til kemisk analyse 118
bilag 11. 9 Registrering af telefoniske interviews med lodsejere 119
bilag 11.10 Registrering af historiske oplysninger 120
bilag 11.11 Oversigt over plantesamfund på lavbundsarealer 121
bilag 11.12 Kodebeskrivelser 128
Danmarks Miljøundersøgelser 129

6
Forord
I forbindelse med VMP II blev det bl.a. besluttet, at der frem til år
2003 skal retableres 16.000 ha vådområder. Det forventes, at dette
virkemiddel vil reducere kvælstoftilførslen til overfladevand med ca.
5.600 t N årligt, ligesom det generelt vil øge naturindholdet i landskabet.
Det er ligeledes forudsat, at retableringsprojekterne ikke må
forøge frigivelsen af f.eks. fosfor, jern og svovl.
I forbindelse med VMP II skal DMU og DJF foretage evaluering af
den samlede plan i årene 2000 og 2003, herunder af effekten af retablering
af vådområder. Det er derfor besluttet, at der skal gennemføres
overvågning af retablering af vådområder inden for en ramme på ca.
4,5 mio. kr. pr. år.
Formålet med denne tekniske anvisning er at beskrive en række metoder,
der kan bruges af amterne til at vurdere effekten af konkrete
retablerede vådområder. Den tekniske anvisning vil herunder også
være grundlaget for de aftaler mellem SNS og relevante amter om
overvågning til brug for den nationale evaluering af VMP II i 2003.
Opbygning og indhold af den tekniske anvisning
Den tekninske anvisning er opbygget som et katalog, hvorfra man
vælge de metoder, der skal anvendes for et givet område, der skal
overvåges. Det er gjort, fordi der ikke er fastlagt strikte retningslinier
for indhold og omfang af overvågningen. Samtidig dækker begrebet
vådområde over flere typer med forskellige karakteristika og udgangspunktet
– ”før typen” om man vil – vil også være forskellig. For
et givet område fastsættes det nøjagtige indhold af et overvågningsprogram
af Koordinationsudvalget, og det vil blive gjort ud fra de
karakteristika området måtte have. Kvælstoffjernelsen vil dog altid
skulle moniteres, og dernæst må det øvrige indhold af overvågningen
(f.eks. naturindhold) afhænge af en konkret vurdering af det pågældende
område.
Det bør bemærkes, at flere af kapitlerne (3, (4), 5, 6 ) også med fordel
kan anvendes ved udpegning af egnede områder, det gælder specielt
med henblik på at estimere kvælstofbelastningen af et potentielt
VMP-II vådområde (kapitel 3, 5, 6).

1 Vådområdeovervågning: formål,
organisering og strategi
1.1 Formål
Det overordnede formål med overvågningen er at tilvejebringe en
national opgørelse af effekten af retablering af vådområder på kvælstoffjernelse,
naturindhold i vådområder samt på uønskede miljøeffekter
(f.eks. frigivelse af fosfor, jern og svovl).
Overvågningsresultaterne skal indgå i DMU’s og DJF’s evaluering af
den samlede effekt af VMP II og i Danmarks rapportering i forbindelse
med EF’s Nitratdirektiv. Endvidere kan overvågningen medføre
justeringer i igangsatte projekter, hvis der dokumenteres uønskede
effekter.
1.2 Organisering
Overvågningen er et samarbejde mellem SNS, DMU og amterne.
Styringsgruppen for overvågningen udgøres af Koordinationsudvalget
for vådområder med repræsentanter for Skov- og Naturstyrelsen
(formand), Strukturdirektoratet og Amtsrådsforeningen. DMU medvirker
i Koordinationsudvalget, herunder i forbindelse med overvågning.
Skov- og Naturstyrelsen holder løbende Aftaleudvalget for NOVA
2003 orienteret om overvågningsaktiviteterne, ligesom DMU skal
sikre den fornødne koordination mellem overvågning af retablerede
vådområder og den øvrige vandmiljøovervågning, således at ressourceforbruget
optimeres.
1.3 Arbejdsdeling
SNS har det overordnede administrative ansvar.
DMU har det faglige ansvar for at det overordnede formål med overvågningen
opfyldes. DMU’s opgaver omfatter bl.a.
• udarbejdelse af teknisk anvisning til brug for amtslige driftsopgaver
• udarbejdelse af indstilling til Styringsgruppen om overvågningsaktiviteter
i forbindelse med konkrete retableringsprojekter,
herunder om økonomien
• national databehandling, modelberegning mv.
• årlig rapportering af miljø- og natureffekter af retableringsprojekter
7

8
Et amt kan efter beslutning i Styringsgruppen indgå aftale med SNS
om ansvaret for konkrete overvågningsopgaver, herunder
• prøvetagning og analyser
• kvalitetssikring af data
• dataudveksling
• projektrapportering baseret på paradigma udarbejdet af
DMU
1.4 Overvågningsstrategi
Det kan forventes, at implementeringen af retableringen af vådområder
sker i form af projekter rækkende fra større sammenhængende
områder til mindre på få ha. Overvågningen skal derfor tilrettelægges
således, at indsatsen optimeres for at få det bedst mulige estimat af
den nationale effekt af strategien for de afsatte ressourcer.
Overvågningsstrategien omfatter
• intensiv overvågning af 2-3 større og tidligt igangsatte retableringsprojekter
• ekstensiv overvågning af et betydeligt antal projekter
• ingen overvågning af mindre projekter. Her modelberegnes
effekten på kvælstoffjernelsen ud fra data fra forundersøgelserne.
Det nærmere indhold af intensiv og ekstensiv overvågning og datagrundlag
for modelberegningerne vil blive beskrevet i den tekniske
anvisning. For overvågning af naturindholdet vil den ekstensive
overvågning fokusere på langtidseffekten.
Overvågningsdata skal have en så høj kvalitet, at data kan udnyttes
videnskabeligt, ligesom overvågningen skal tilrettelægges, således at
der sker en videnopbygning, som kan bruges ved fremtidige retableringsprojekter.
1.5 Retableringsprojekter 1998
Vådområder der er etableret i 1998 eller senere og som er financiret af
andre midler end VMP-II skal ligeledes indgå i Danmarks rapportering
om opfyldelsen af Nitratdirektivet. Sådanne projekter omfatter
bl.a. Skjern å-projektet. Vurderingen af effekten på nitratfjernelsen
skal foretages af DMU ud fra tilgængelige informationer i amterne.
Der kan således være tale om beregninger ud fra overvågningsdata,
alternativt modelberegninger og skøn.
Det er forudsat, at DMU kontakter de relevante amter og om nødvendigt
besigtiger projekterne. Det er ligeledes forudsat, at amterne
stiller relevante data til rådighed for DMU og medvirker i dialogen.
Kapitel xx indeholder forslag til hvilke basisoplysninger, der er nødvendige
for at lave den nationale opgørelse.

Vurderinger af projekter finansieret uden for VMP II-aftalen skal
foretages adskilt fra projekter under VMP II-aftalen.
1.6 Videnopbygning
Overvågningen af retablering af vådområder skal tilrettelægges intelligent,
således at der sker en videnopbygning med henblik på optimering
af fremtidige projekter. I den differentierede strategi vil
dette ikke mindst ske i forbindelse med den intensive overvågning.
Til at understøtte overvågningsstrategien vedr. kvælstoffjernelse
gennemfører DMU to forskningsprojekter
• Udvikling og aftestning af Ar/N-metode
Traditionel overvågning af kvælstoffjernelse ved retablering af
våde enge sker ved opstilling af massebalancer og er omkostningstung.
På DMU er der udviklet en metode til in situ-måling
af kvælstoffjernelse som potentielt vil muliggøre en væsentlig
mere omfattende overvågning for de samme ressourcer. I 1998-
2001 vil metoden blive videreudviklet og testet med henblik på at
operationalisere metoden, således at den efterfølgende kan anvendes
af amterne.
• Modellering af kvælstoffjernelse
Det vil ikke være muligt at overvåge samtlige retableringsprojekter,
og effekten af ikke overvågede projekter, herunder projekter
uden for VMP II-aftalen skal derfor modelberegnes. Der
skal derfor i 1999-2002 udvikles modeller, som ud fra varierende
input af data kan beregne effekten på kvælstoffjernelsen. Modellerne
vil blive valideret på overvågningsdata.
DMU har i 1996-98 gennemført et naturkvalitetsprojekt, bl.a. omhandlende
enge.
Vådområdestrategiens konsekvenser for den terrestriske vegetation
er kun undersøgt i ganske ringe omfang herhjemme. Derfor har DMU
igangsat et 3-årigt Ph.D. projekt, der har til formål at identificere
nøglefaktorer forvegetationens udvikling i de tidligste successionsstadier
efter en vandstandshævning. Ligeledes er det hensigten at
udvikle redskaber, som kan forudsige langtidseffekten på naturindholdet
(vegetationen) i forbindelse med retableringen af våde enge,
herunder behovet for plejeforanstaltninger for at opnå et ønsket naturindhold.
Dette skal ske gennem videreudvikling af empiriske eller
dynamiske modeller. Datagrundlaget vil være eksisterende nationale/internationale
data suppleret med data fra eksisterende vådområder.
9

10
2 Vådområdetyper
Indledning
De vådområder, der vil være egnede til at fjerne kvælstof, kan ikke
henføres til en enkelt type. Det kan være lavvandede søer , moser,
våde enge, sumpskove, rørskove m.fl. Et fælles træk for de forskellige
typer skal være, at de efter genetableringen vil blive gennemstrømmet
af vand, hvadenten det er overfladevand, grundvand eller en
kombination af begge.
Biologisk set kan det i visse tilfælde være svært at forudsige præcis
hvilken type vådområde, der vil opstå efter en retablering, selvom
det afvandede områdes forhistorie er velkendt via gamle kort og afvandingsplaner.
Det hænger sammen med, at der under afvandingen
kan være sket store forandringer, typisk sætninger, der gør, at området
ikke vil genopstå som samme type vådområde. Også andre forhold
som vejanlæg, bebyggelser og andre befæstninger kan gøre, at
det ikke er de oprindelige naturgivne forhold, der vil genopstå. Endelig
- og måske vigtigst - kan jordbundsforholdene i forbindelse
med afvandingen både fysisk (f.eks. sætninger) og kemisk have ændret
sig markant, ved at tørven er blevet bortoxideret (“brændt af”),
mineraler blevet oxideret, stoffer blevet udvasket m.m. De fysiskkemiske
processer, der er foregået under afvandingen, er ikke nødvendigvis
reversible, og vandet, som skal gennemstrømme området,
vil formentlig både have et andet strømningsmønster og en anden
elementsammensætning end tidligere, og det genetablerede vådområde
vil alene på baggrund af de fysisk-kemiske forhold udvikle sig
efter de nye betingelser. Hertil kommer så på den biologiske side de
faktorer der betinger hvilke dyre- og plantesamfund, der vil blive
etableret på et givet areal - en udviklingsproces der givet tager betydelig
længere tid end områdets fysisk-kemiske tilpasning til de
vandmættede forhold.
2.1 Ændret vandkredsløb
Det er en forudsætning, at vandets kredsløb skal ændres, når afvandede
vådområder skal genetableres. Der vil være flere måder at gøre
dette på, men udgangspunktet skal være en vurdering af forholdende
i det aktuelle projektområde.
Den enkleste løsning er at sløjfe dræn og grøfter, så vandet igen løber
frit i jorden (figur 2.1). Dette vil også give de bedste betingelser for
etablering af den naturlige vegetation og også den mest effektive
kvælstoffjernelse. Samtidig vil man have en situation, hvor vegetationen
vil blive meget lidt berørt af de tilførte næringsstoffer. Det skyldes,
at grundvandet ikke nødvendigvis løber i rodzonen alene –
modsat overrisling, hvor vandet skal passere rodzonen, hvorved
planterne får fuld adgang til næringsstofferne. Endvidere har erfaringerne
indtil nu vist, at så snart det tilførte grundvand møder anearo-

e forhold starter denitrifikationen, og denne foregår med stor hastighed
over et rumligt set meget begrænset område.
Figur 2.1 Tværsnit af ådal, hvor grundvandet naturligt løber ud mod vandløbet.
Afskæring af dræn fra oplandet
I brede ådale, hvor oplandet er drænet, vil man i mange tilfælde kunne
afskære drænet ved ådalsskrænten og lade drænvandet strømme
ud over vådområdet, hvorefter vandet infiltreres og siver gennem
jorden og ned mod vandløbet, som skitseret i figur 2.2. Såfremt vådområdet
også er drænet, må det sikres, at drænene også her sættes
effektivt ud af funktion ved tilpropning eller opgravning, da de ellers
vedbliver med at fungere helt eller delvis.
Figur 2.2
Hvis ådalen ikke er meget bred, eller der er andre forhold, der gør sig
gældende, kan det være nødvendigt at etablere en fordelerkanal ved
ådalskrænten. Kanalen løber langs ådalskrænten og skal sikre, at
vandet fordeles jævnt ud over hele vådområdet som vist på figur 2.3.
Alternativt kan man etablere en rende, der er fyldt op med højpermeabelt
materiale som grus eller sten.
11

12
Figur 2.3
Blokering af grøfter fra oplandet
Grøfter fra oplandet må ligeledes sættes ud af funktion, når et vådområde
skal genoprettes (figur 2.4). Det kan gøres på lignende måde
som vist i de to foregående eksempler. Grøfterne i selve vådområdet
kan eventuelt sættes ud af funktion med skodder, hvis de ikke fjernes
helt. Fyldes grøfterne op, må opfyldsmaterialet ikke lede vandet bedre
end jorden i det genoprettede vådområde, da vandet ellers til dels
stadig vil strømme i og omkring de sløjfede grøfter.
Figur 2.4
Oplandet ikke drænet
Hvis det kun er selve vådområdet, der er afvandet, mens oplandet
ikke er drænet, gælder det først og fremmest om at sætte tidligere
dræn og grøfter effektivt ud af funktion, således at de naturlige
strømningsforhold igen bliver fremherskende.
Afløbsforhold
Udover at der naturligt er overfladisk afløb fra søer og lavmoser vil
det også i visse andre tilfælde kunne anbefales at etablere overfladiske
afløb fra vådområder (figur 2.5). I situationer, hvor der foregår
overfladisk afstrømning fra vådområdet kan et veldefineret afløb,
placeret hvor vandet naturligt vil strømme af, være en fordel. Det vil
kunne hindre, at der specielt i etableringsfasen sker erosion af vandløbsbrinkerne.
Figur 2.5
Hydraulisk belastning
For de vådområder, der skal modtage dræn- og eller grøftevand fra
oplandet ved en genopretning, må den hydrauliske belastning og
kvælstofbelastningen vurderes. Forholdet mellem opland (oplandet
til vådområdet) og vådområde skal stå i rimeligt forhold til hinanden,

dvs. den vandmængde, der tilledes fra oplandet (nedsivningsområdet),
skal svare til, hvad der naturligt ville strømme til vådområdet
(udstrømningsområdet), såfremt oplandet ikke var drænet og eller
grøftet. En for stor hydraulisk belastning kan medføre, at vandet meget
hurtigt strømmer som overfladevand direkte til vandløbet, uden
at der sker en effektiv nitratfjernelse. En anden uheldig effekt kan
være, at kvælstofbelastningen bliver for stor.
Principielt vil den vandmængde, der strømmer til et vådområde, være
givet ved nedbørsoverskuddet fra oplandet (nedbør - fordampning).
Engvandingsanlæg
Engvandingsanlæg som de kendes fra tidligere dvs. anlæg hvor man
via en tud i vandløbet (vandingskanalen) leder vandet ind gennem
engen via en række rislerender og eventuelt overskydende vand ledes
ud i den modsatte ende til vandløbet. Sådanne anlæg havde til
formål at give fugtighed og næringssalte til engen, som udelukkende
anvendtes til høslæt. Det skal imidlertid påpeges, at vedligeholdelsen
af sådanne vandingsenge er omkostningskrævende, fordi rislerenderne
skal holdes vedlige. De kan ikke anvendes til græsning, da rislerenderne
herved ødelægges. Vandingsenge må derfor nok mere
betragtes som et kulturhistorisk fænomen end som en brugbar metode
til genopretning af vådområder.
2.2 Hævning af vandløbsbunden og ændret
vandføringsevne
Ådalsgenopretning, hvorved der genskabes bedre hydrologisk kontakt
mellem et vandløb og dets ådal, er en af de metoder der kan anvendes
til at genskabe vådområder. Mange vandløb har i dag en
unaturlig stor vandføringsevne, hvilket betyder, at de hurtigt kan
lede overskudsnedbør væk fra oplandet og højtliggende grundvand
væk fra de omkringliggende enge og marker via grøfter, kanaler eller
dræn. Det skyldes de store dyrkningsinteresser i ådalen, hvor der ofte
er en meget organisk rig jord med gode fugtighedsforhold.
I forbindelse med genslyngninger af vandløb har det ofte været muligt
at reducere den bredfyldte vandføring i vandløbet og dermed øge
oversvømmelsesfrekvensen i de tilliggende arealer. Det er sket ved at
hæve bundkoten over dele af vandløbets længde, ved at udnytte eksisterende
styrt og stryg, ved at indsnævre bredden af vandløbet og
ved generelt at nedsætte faldet over strækningen på grund af det
øgede længdeforløb i det slyngede vandløb. Herved reduceres den
bredfyldte vandføring. Eksempelvis blev den bredfyldte vandføring
ved genslyngningen af de nedre dele af Brede Å mere end halveret på
den øvre strækning, hvilket medførte en stigning i oversvømmelsesfrekvens
fra 0 døgn før til 33 døgn efter genslyngningen i vinteren
1994/95 (Kronvang et al., 1998).
13

14
;;;
;; ;;; ; ;;;;;;;;;;
;
;;;;;;;;;;
;
;;;;;;;;;;
;;;;;;;;;;
;
; ;
; ;
; ;
;; ;
;
; ;
;;
; ;
;
; ;;
; ;
; ;;;
; ;
;
;
;; ;
;;
;
;
;;
;;
;;
;;;; ; ;
;; ;;;
; ;; ;
;;
;; ; ;; ;
; ;
; ;
.+
.+ .+
.+
.+ .+
;; ; ; ;;; ; ; ;
;;;
; ; ;;;
;; ;; ;;;; ;
;; ;;;;
; ; ;
.+
.+
.+
.+
.+
.+
.+
.+
.+
.+
Figur 2.6 Længdesnit af restaureret strækning af Brede å mellem Bredebro og Løgumkloster.
Tværprofiler i Brede Å
.+
.+
.+
.+
.+
.+
.+
.+
Som en konsekvens af genslyngningen, vil der efter at indvandringen
af vandplanter i det genslyngende forløb er tilendebragt, være sket en
generel reduktion af vandføringsevnen i vandløbet. Det vil permanent
give sig udslag i en højere grundvandsstand i engene omkring
vandløbet, en effekt der dog klinger af ud mod ådalsskrænten. Hvis
ådalsgenopretningen følges af en sløfning af grøfter og dræn i ådalen
vil det yderligere medvirke til at ådalen forsumper.
Nedsættelse af vandløbets vandføringsevne og dermed en øget
grundvandsstand på arealerne tæt på vandløbet kan også opnås alene
ved at ændre vandløbsvedligeholdelsen. Det kan f.eks. ske ved
udelukkende at bortskære grøden i en strømrende fremfor at fjerne al
grøden i vandløbet. Herved nedsættes vandføringsevnen på grund af
de tilbageværende planters modstand mod vandets strømning, og
der skabes mulighed for en hurtig sedimenttilvækst i bredzonerne
med tilbageværende grøde. Vandløbet kan dermed hurtigt indsnævres
og riparisk vegetation kan indvandre i de hævede bredzoner. På
.+.+
.+.+
.+
.+.+.+
.+ .+.+.+
Øvre station
Nedre station
Figur 2.7 Vandløbsprofiler før og efter restaurering af Brede å på strækningen
mellem Bredebro og Løgumkloster.

sigt vil dette også medvirke til at øge oversvømmelsesfrekvensen
(tabel 2.1) og forstærke hævningen af grundvandsspejlet i ådalen.
Tabel 2.1 Brede å, oversvømmelsesfrekvens mm., før og efter restaurering.
Resultaterne beror på målinger fra vandløbsstationer placeret ved transekt 1
(øvre) og 3 (nedre), se figur 2.6.
Før Efter
Øvre st. Nedre st. Øvre st. Nedre st.
Oversvømmelsesfrekvens (timer) 0 0 831 81
Bredfyldt vandføring (m 3 s -1 ) 25,3 17,9 10,4 9,8
Bredfyldt dybde (m) 2,4 2,7 1,9 1,7
Bundhældning (m m -1 ) 1,0 10 -3
3,9 10 -4
3,6 10 -4
4,2 10 -4
2.3 Retablering eller nyetablering af en sø
I det åbne land er henved ¾ af de danske søer forsvundet i løbet af
dette århundrede (Jensen et al., 1997). Årsagen hertil er, at man har
drænet og/eller pumpet vandet væk fra området. Ofte vil en sø kunne
genoprettes blot ved at stoppe pumpeaktiviteterne. Eventuelt vil
det være nødvendigt at genskabe de naturlige afløbsforhold, hvis
afløbet er uddybet for at øge vandafstrømningen. I sådanne tilfælde
vil et retableringsprojekt for en sø med fordel kunne kombineres med
et vandløbsrestaureringsprojekt for søafløbet.
15

16
3 Indledende opstilling af vand- og
stofbalance for vådområdet
Efter den første udpegning af et potentielt område, som kan genoprettes
som vådområde, er det vigtigt at danne sig et overblik over,
hvor meget vand og næringsstof, der tilføres fra dets tilhørende nedsivningsområde.
Det er vigtigt både af hensyn til at vurdere det retablerede
vådområdes senere funktion som kvælstoffilter og til at
kunne vælge den rette overvågningsindsats.
3.1 Kortlægning af nedsivningsområdet
Ud fra det udpegede områdes afgrænsning i ådalen fastlægges det
tilhørende nedsivningsområde udfra det bedst muligt tilgængelige
kortgrundlag. Nedsivningsområdets udstrækning og størrelse fastlægges
simpelt ved at afgrænse det topografiske vandskel ud fra højdekurverne
på kortet suppleret med viden om forløb af åbne vandløb
og grøfter (figur 3.1). Er nedsivningsområdet drænet indhentes omlysninger
om drænsystemer og deres oplande. Dette kan ske enten fra
lokale lodsejeres drænoplysninger eller fra eksisterende arkiver ved
f.eks. Hedeselskabet. Oplysningerne herom inddrages i fastlæggelsen
af nedsivningsområdets udstrækning. Alternativt fastlægges nedsivningsområdet
som grundvandsoplandet, ved at inddrage tilgængelige
oplysninger om grundvandspotentialerne i området. I begge tilfælde
opnås et kendskab til nedsivningsområdets udstrækning og
størrelse.
Herefter indhentes oplysninger om nedsivningsområdets jordtype fra
ADK’s 1:50.000 kortgrundlag eventuelt suppleret med oplysninger
fra GEUS’s underjordskort (1:50.000). Arealanvendelsen i nedsivningsområdet,
i form af oplysninger om hvor stor en andel af området
som er dyrket, opgøres på baggrund af tilgængelige informationer
fra amtets egne GIS-data, det nationale AIS-system, CORINE eller
ud fra kortblade (1:25.000 eller kort med højere opløsning).

Oplandsgrænse
Figur 3.1 Et eksempel på fastlæggelse af det topografiske opland – nedsivningsområdet
– til vådområd (Fra Gjern Å - Mølgårde).
3.2 Opstilling af indledende vandbalance for
nedsivnings- og udstrømningsområdet
Opstillingen af en indledende vandbalance for hele nedsivnings- og
udstrømningsområdets areal kan gennemføres ved fremskaffelse af
data om de enkelte elementer i vandbalanceligningen:
N = Eakt
+ AO
+ AU
+ ∆R
N er den til jordoverfladen korrigerede nedbør, E akt er den aktuelle
fordampning, A O er afstrømningen fra hele nedbørsområdet via
overfladisk afstrømning herunder vandløb, dræn og grundvand, A U
er eventuel udsivning eller indsivning af dybere grundvand fra/til
nedbørsområdet (betyder at topografisk opland ikke er lig med
grundvandsoplandet) og ∆R er opmagasinering af vand på jorden og
i jordmagasiner. Ved indhentning af hydrologiske data over længere
tidsperioder (10 år), kan der i praksis ses bort fra magasinleddet (∆R).
I denne indledende opstilling af vandbalancen for nedsivnings- og
udstrømningsområdet vil det kun i sjældne tilfælde (ved større sammenhængende
områder) være muligt at sætte tal på A U . Hertil kræves
nemlig detailviden om grundvandspotentialerne i området.
Til brug for opstilling af den indledende vandbalance indhentes der
tidsserier om nedbør og potentiel fordampning fra området (fx 10x10
km griddata). Nedbørsdata skal korrigeres til jordoverfladen ved
hjælp af korrektionsfaktorer for perioden 1961-90 (Allerup et al., 1998).
Den potentielle fordampning fra området kan omsættes til en aktuel
fordampning ud fra viden om jordbundsforhold og arealanvendelse/afgrøder
i nedbørsområdet. Eventuelt kan der anvendes en regional
gennemsnitlig aktuel fordampning beregnet for 9 vandløbsoplande
i Danmark (Douglas et al., 1992). I fire jyske oplande er den aktuelle
17

18
fordampning i gennemsnit for perioden 1968-87 beregnet til 435 mm,
441 mm for to oplande på Fyn og 441 mm for tre oplande på Øerne.
Den tilsvarende gennemsnitlige potentielle fordampning i de tre regioner
er 536 mm, 553 mm og 561 mm. Sættes A U og ∆R til nul i
vandbalanceligningen kan vandmængden til rådighed for afstrømning
bereregnes af A O = N – E akt .
På baggrund af ovenstående beregnes nu det samlede gennemsnitlige
årlige vandvolumen i m 3
(A i m multipliceret med nedbørsområdets
O
areal (a )i m nedbørsområde 2
), som er tilgængelig til afstrømning fra området
og som potentielt kan strømme ud i og gennem det udpegede vådområde.
Informationerne benyttes også til at beregne den hydrauliske
belastning af det udpegede vådområde (m 3
m -2
år -1
), ved at relatere
det gennemsnitlige årlige vandvolumen (m 3
) til vådområdets areal
(a ).
vådområde
Vandbalance for vådområde i Gjern Å systemet (jvf. ovenstående figur)
Nedbørområdets areal (a ): 8,3 ha = 8,3*10 nedbør 4
Vådområdets areal (a ): 0,3 ha = 3,0*10 vådområde 3
m 2
m 2
Gennemsnitlig årlig nedbørsmængde (N): 769 mm
Korrigeret årlig nedbørsmængde (N korr ): 930 mm
Årlig aktuel fordampning (E akt ): 435 mm
A = N – E = 930 mm år O korr akt -1
– 435 mm år -1
= 495 mm år -1
Årlig tilstrømning til vådområdet:
Q = A O * a nedbørsområde = 495 mm år -1
* 8,3*10 4
m 2
= 4,1*10 4
m 3
år -1
Hydraulisk belastning af vådområdet:
Q vådområde = Q / a vådområde = 4,1*10 4
m 3
år -1
/ 3,0*10 3
m 2
= 13,7 m 3
m -2
år -1
3.3 Opstilling af indledende kvælstofbalance for
udstrømningsområdet
På baggrund af den indsamlede viden om nedsivningsområdets størrelse,
jordtype, dræningsforhold og arealanvendelse beregnes den
samlede kvælstoftilførsel til udstrømningsområdet. Kvælstoftilførslen
kan beregnes på flere måder alt afhængig af dræningsforholdene i
nedsivningsområdet. Det anbefales at benytte nedenstående ligning,
som er opstillet på baggrund af flere års målinger af kvælstoftransporten
i vandløb, der afvander små oplande:
Ntab = 1. 088⋅
exp( −2.
487 + 0.
671⋅
ln( A)
− 0.
0032⋅
S + 0.
0243⋅
D)
Det gennemsnitlige årlige kvælstoftab pr. hektar nedsivningsområde
(N ) predikteres her ud fra vandbalancen for nedsivningsområdet (A
tab
i mm), andelen af dyrket areal i nedsivningsområdet (D i %) og andelen
af sandjord i nedsivningsområdet (S i %).

Hvis nedsivningsområdet er drænet, kan der for den del af nedsivningsoplandet
som er drænet i stedet benyttes erfaringsværdier for
den gennemsnitlige årlige vandføringsvægtede kvælstofkoncentration
fra drænoplande. Den gennemsnitlige årlige vandføringsvægtede
kvælstofkoncentration på landsplan er i gennemsnit for perioden
1989-97 på 17,2 mg N l -1
. Denne koncentration skal ganges med den
årlige vandafstrømning i drænet, som kan sættes lig med nettonedbøren
fra drænoplandet.
Det samlede kvælstoftab fra nedsivningsområdet omregnes til en
kvælstofbelastning af det potentielle vådområde (kg N ha -1
år -1
) ved at
dividere det beregnede kvælstoftab fra nedsivningsområdet med
vådområdets størrelse.
Ovenstående indledende opstilling af vand- og stofbalancer kan nu
udnyttes til at planlægge overvågningsindsatsen, specielt i relation til
muligheden for at udnytte synkronmålinger i vandløb. Hvis der findes
vandløbsmålestationer i nærheden af det planlagte vådområde
kan vand- og kvælstoftransporten i vandløbet før vådområdet estimeres
ud fra resultater fra denne målestation. Alternativt kan den
årlige kvælstoftransport estimeres ved at anvende ovenstående empiriske
kvælstofmodel ved at indhente de nødvendige oplysninger om
vandløbsoplandet opstrøms vådområdet.
I nedenstående eksempel vises en beregning fra en restaureret strækning
af Brede å.
19

Eksempel: Restaureret strækning af Brede Å mellem Koldingvej og Søgård Plantage.
Vådområde beregning
Bregning af mængden af kvælstof der tilføres vådområdet fra oplandet.
Opland til potentielt vådområde: 700 ha
Vådområdets areal: 63 ha
Beregnet årlig vandtilstrømning: 200 mm
Sandjord i oplandet til vådområdet: 90%
Dyrket areal i oplandet til vådområdet: 90%
Beregnet årlig kvælstoftilførsel til vådområdet pr. hektar opland ved hjælp af den empiriske
model: 21 kg N ha -1
Samlet årlig kvælstoftilførsel til vådområdet: 21 kg N ha -1
* 700 ha= 1,47 10 4
kg N
Samlet årlig kvælstofbelastning af vådområdet pr. hektar vådområde: 233 kg N ha -1
Den optimale kvælstofomsætning på 350 kg N ha -1
kan således ikke opretholdes i dette tilfælde
Konsekvensberegning
1. Scenarie: 175 kg N ha -1
(svarende til halvdelen af optimale rate) af kvælstoffet omsættes i
vådområdet
Årlig tilførsel til vandløbet mellem de to målestationer: 1,47 10 4
kg N
Omsat kvælstofmængde i vådområde 175 kg N ha -1
* 63 ha: 1,10 10 4
kg N
Omsat kvælstofmængde i procent af transport i vandløbet: 75%
2. Scenarie: 100 kg N ha -1
omsættes i vådområdet
Årlig tilførsel til vandløbet mellem de to målestationer: 1,47 10 4
kg N
Omsat kvælstofmængde i vådområde 100 kg N ha -1
* 63 ha: 6,30 10 3
kg N
Omsat kvælstofmængde i procent af transport i vandløbet: 43%
20

4 Vand- og stofbalancer for vådområder
Indledning
Opstilling af en pålidelig kvælstofbalance for et givet vådområde
kræver et basalt kendskab til de hydrologiske forhold. Da vådområdet
er udstrømningsområde for vand - det være sig grundvand eller
overfladevand - skal det overordnede strømningsmønster klarlægges
inden placering af målepunkter og prøvetagningsfrekvens kan fastsættes.
For at kunne give en karakterisering af strømningsmønsteret
skal man have et basalt kendskab til de hydrologiske forhold i området,
og heri indgår også kendskab til områdets geologiske opbygning,
topografi og jordbundsforhold foruden kendskab til det frie grundvandsspejl,
grundvandsmagasinernes potentialer og potentialegradienter.
4.1 Faktorer af betydning for grundvandsgennemstrømning
Mængden af grundvand, der strømmer gennem udstrømningsområdet,
vil overordnet set være betinget af trykforholdene (de hydrauliske
potentialer) i oplandet (nedsivningsområdet) og udstrømningsområdet
(vådområdet).
Der skal være en trykforskel, der kan drive vandet gennem vådområdet
og ud til recipienten. Hvor i vådområdet grundvandet eksakt
strømmer, er betinget af jordbundsforholdene.
4.2 Jordbund
I jordlag med høj hydraulisk ledningsevne vil vandet strømme med
høj hastighed sammenlignet med jordlag med lille hydraulisk ledningsevne,
idet springet i ledningsevne mellem vandledende jordlag
(høj hydraulisk ledningsevne) og vandstandsende jordlag (lille hydraulisk
ledningsevne) kan være ganske betydeligt, som det fremgår
af nedenstående tabel:
Det er derfor vigtigt, at der foretages en jordbundskarakterisering af
vådområdet af hensyn til de hydrologiske målinger, men også til
brug ved den indledende vurdering af områdets evne til næringssaltfjernelse
(indhold af organisk materiale - tørvemægtighed). Det er
ikke meningen, at der skal foretages en fuldstændig jordprofilbeskrivelse,
men snarere at beskrive de enkelte jordlags (horisonter) egenskaber
i forhold til hydrologi og næringsstofomsætning. Ved jordbundskarakteriseringen
beskrives jordlagenes placering i forhold til
hinanden, deres tykkelse, farve (Munsell farvekort), grundtekstur for
minerogene jordlag (visuelt skøn kombineret med gnidning af prøven
i håndfladen), og for organiske jordlag tørvens fiberindhold og
omsætningsgrad (langs en skala fra uomsat - svagt omsat - moderat
omsat - stærkt omsat - fuldstændig omsat, kombineret med en be-
21

22
dømmelse af fiberindholdet). Andre karakteristika noteres hvis de
giver jorden et særlig præg (f.eks. konkretioner og noduler, cementering,
indslag i jordlaget (f.eks. sand i tørven, sten i sandlaget, m.v.) og
lugt ( f.eks. lugt af svovlbrinte).
Tabel 4.1. Hydrauliske ledningsevner fra forskellige jordtyper.
Materiale Mættet hydraulisk
ledningsevne (m s -1
)
Svagt humificeret tørv
Moderat humificeret tørv
Stærkt humificeret tørv
Kompakt tørv
Grovkornet sand (500-2000 µm)
Mellemkornet sand (125-500 µm)
Finkornet sand (63-125 µm)
Gyttjeholdigt sand
Silt fra
til
Ler fra
til
Kalkgytje
4.3 Jordart
1·10 -4
5·10 -5
1·10 -5
5·10 -7
1·10 -3
1·10 -4
1·10 -5
1·10 -6
1·10 -6
1·10 -9
1·10 -9
1·10 -11
1·10 -11
I denne sammenhæng er jordart, textur og humusindhold de vigtigste
elementer i jordbundskarakteriseringen. Følgende opdeling kan
være hensigtsmæssig (simplificeret efter Greve og Sørensen, 1992; Larsen
et al.,1988).
Det er vigtigt at beskrive, hvilken jordart, man har med at gøre.
Nogle af de jordarter, som er almindelige i vådområder, er:
Gytje
Tørv
Ferskvandsaflejring
Smeltevandsaflejring
Morænesand
Moræneler
Gytje skal her forstås bredt, som et sediment dannet i søer, i ådale
eller på havbunden, og hvor de forskellige elementer er flyttet i forhold
til deres oprindelige aflejringssted. Organisk materiale (meget
finkornet) præger sedimentets overordnede karakter. Der kan skelnes
mellem to typer:
Gytje
Kalkgytje (farve hvidlig)
Anden gytje (lysebrun – mørkebrun)
Tørv (indeholder mindst 12-18% kulstof)
Fibrist:>2/3 fiberindhold (i.e. fibre>0.15 mm); alternativ betegnelse:
stærk fiberholdig

Hemist: 1/3-2/3 fiberindhold
fiberholdig
Saprist:

24
4.4 Tekstur
Ved angivelse af en jordarts tekstur anvendes normalt et trekantsdiagram,
fx. Greve og Sørensens (1992). Ved hjælp af et trekantsdiagram
angiver man en mineraljords teksturklasse ud fra jordartens relative
indhold af sand, silt og ler. En sådan klassifisering bør foretages af en
øvet beskriver, eller prøver skal sendes til laboratorieanalyse.
Med henblik på de hydrauliske forhold i lavbundsjorde, kan man dog
ofte nøjes med en mere grov beskrivelse af jordarternes tekstur. For
de lerede jordarter kan man stille sig tilfreds med i selve jordartsnavnet
at angive dens overordnede lerede karakter, fx. moræneler og
ferskvandsler, - og derfor undlade at angive en teksturklasse for
jordarten.
De grovteksturelle jordarter, fx. morænesand og mange ferskvandsog
smeltevandsaflejringer, kan derimod på en grov måde beskrives
ved hjælp af navnet på den kornstørrelse, der dominerer jordarten:
Teksturklasse Dominerende kornstørrelse
Stenede og grusede jordarter: Sten >20 mm
Groft grus 6 – 20 mm
Fint grus 2 - 6 mm
Sandede jordarter: Grovsand 0,5 - 2,0 mm
Mellemsand 0,125 - 0,500 mm
Finsand 0,063 - 0,125 mm
Siltede jordarter: Silt 0,002 - 0,063 mm
Hvis man mener , at det er muligt kan teksturklassen ler tilføjes til
ovenstående (15-100% af prøven indeholder lerpartikler med kornstørrelse

Praktisk udførelse
Den praktiske udførelse af jordbundskarakteriseringen kan gøres
enten ved at grave et firkantet hul (egentlig jordprofilbeskrivelse)
eller ved at udtage jordprøver med et hulbor (50 eller 100 cm længde)
en såkaldt borebeskrivelse. Udgravning at et stort hul giver et godt
visuelt billede af jordbundsforholdene, og man kan ofte erkende hvor
i jordprofilet vandet løber, men i lavbundsområder fyldes hullet ofte
meget hurtigt med vand, hvorfor metoden har sin begrænsning. Udtagning
af jordkerner med hulbor eller andet prøvetagningsudstyr er
knap så tidskrævende og samtidig kan man nå større dybder. Vandledende
jordlag vil ofte afsløre sig ved at laget “driver” af vand eller
ved at det er svært at få udtaget en borekerne fordi prøven ikke vil
med op (den glider på grund af det høje vandindhold). For at få et
overordnet rumligt billede af, hvorledes de dominerende jordlag fordeler
sig gennem vådområdet, kan man på forhånd vælge at lægge et
gridnet ud, f.eks en række transekter og stationer med fast indbydes
afstand.
Det vil være hensigtsmæssigt at få en trænet person til at foretage
jordbundsbeskrivelsen (f.eks. en geolog fra amtets grundvandsafdeling
eller en eventuel rådgiver), da vedkommende vil være bekendt
med de forskellige begreber og nomenklaturer, der anvendes.
4.5 Vandstandsrør - piezometerrør
Efter jordbundskarakteriseringen er foretaget, som anvist ovenfor,
kan man installere og positionere de rør, der skal bruges til måling af
vandstand og udtagning af vandprøver til næringsstofanalyser.
Måling af det frie grundvandsspejl gøres ved at installere et pejlerør/vandstandsrør.
Pejlerøret består af et rør, der rager så højt op
over jordfladen at overfladevand ikke kan trænge ind i røret (f.eks.
ved oversvømmelse). Under jordoverfladen er røret slidset op langs
hele sin længde (filterdelen), og i bunden er monteret en prop (f. eks.
en DBI-dut). Længden skal være så tilpas, at rørets filterdel altid er
under grundvandsspejlet. Oftest anvendes pejlerør af PVC med en
diameter på 25 mm. Rørene har muffe i den ene ende således at de
nemt kan limes sammen. Efter installeringen renpumpes røret nogle
gange. Har man mistanke om, at filteret eventuelt er stoppet til ved
isætningen, kan man med fordel rense filteret med en stiv nylonbørste
(disse fås i forskellige størrelser; man skal eventuelt selv montere
en forlænger).
Hvis man skal kende vandets trykforhold (i.e. hydrauliske potentiale)
i en bestemt dybde, f.eks. for at belyse grundvandets strømningsmønster,
nedsættes pejlerør - også kaldet piezometerrør - med filterdelen
lokaliseret i et veldefineret dybdeinterval. Da der kun ønskes
information fra en bestemt dybde, er det uhyre vigtigt at piezometerrøret
er i tæt kontakt med den omgivende jordmatrix. Dette kan gøres
på flere måder. Den enkleste metode består i at udbore et hul, der er
af præcis samme dimension som røret eller eventuelt en lille smule
mindre, og derefter at banke røret ned til den ønskede dybde. Hullet
skal være lidt længere end den dybde, hvori filteret skal sidde, således
at eventuelt materiale, der måtte følge med røret ned, har plads i
25

26
det “overskydende” hulrum under filteret. Erfaringsmæssigt er metoden
udmærket i vådområder, bl.a. fordi der ofte er meget organiske
materiale (tørv) i lavbundsjorde, og tørven giver nemt plads for røret.
Som nævnt ovenfor er det vigtigt at renpumpe og rense filteret om
nødvendigt.
Man kan også vælge at nedsætte et forerør inden man nedsætter det
egentlige piezometerrør. Forerøret har en lidt større dimension end
selve piezometerrøret og skal hindre uønsket kontakt med vand (og
næringssalte) fra andre dybder end netop filterdybden). Forerøret
isættes til en position lige ovenover den ønskede placering af filteret i
piezometerrøret, hvorefter der udbores et lille hul for enden af forerøret,
hvor pizometerørets filter skal sidde. Filteret kan pakkes med
filtervæv eller en filtersok (fibertex, fås i forskellige maskestørrelser)
for at hindre tilstopning, og/eller der kan pakkes rundt om filteret
med filtersand (kvartsmel). Endelig kan man forsegle med bentonit
ovenover filteret, som en sidste sikkerhedsforantstaltning. Da man
skal kende koten på filteret, skal afstanden fra toppen af røret og ned
til starten af filteret måles. Endvidere skal længden af filteret noteres.
Rør og filtre kan fås i forskellige materialer og udførelser afhængig af
den opgave, der skal udføres (PVC, PEH, stål, jern m.v). Rør og filter
kan være sammenhørende dvs. med filteret siddende for enden af
røret, eller de kan være adskilte, hvorved de skal skrues sammen inden
isætning. Rør og filter skal være monteret med en bundprop -
gerne kegleformet da det letter nedsætningen. Piezometerrør kan
udover vandstandsmålinger også anvendes til udtagning af vandprøver
til næringsstofanalyser. Som materiale anvendes PEH-rør
(polyethylen), fordi de ikke giver afsmitning, og samtidig er det et
udmærket materiale at arbejde med ved isætningen, bl.a. fordi det
ikke splintrer så let som PVC-rør. Skal piezometerrørene anvendes til
næringsstoffer er det tilrådeligt at vælge en dimension, der er stor
nok til at man kan nedsænke en lille elektrisk pumpe (12 volt, flere
fabrikater, bl.a. Dublo, Whale, Comet, Grundfos MP1), hvorved prøvetagningen
lettes betydeligt. Der findes andre prøvetagningsmåder,
men i denne sammenhæng (i.e næringssalte) er det ikke nødvendigt
med mere avancerede systemer.
Efter at piezometerrørene og vandstandsrørene er isat, skal de kotesættes.
Det er ikke nødvendigt at gøre det i forhold til DNN, medmindre
det tjener andre formål også. Det er også tilrådeligt at indmåle
jordoverfladen ved siden af røret, da det ofte i den aktuelle situation
vil være af interesse at kende grundvandsspejlets beliggenhed
under jordoverfladen (f.eks. ved botanisk overvågning). Efter at rørene
er kotesat, kan man give filtrene en kote ved at trække den målte
afstand mellem rørets top og filteret fra den indmålte kote af rørets
top.
Vandspejlet i piezometerrør/vandstandsrør måles med en vandstandsmåler.
De fleste elektroniske vandstandsmålere har kun centimeterinddeling,
og man skal derfor skønne antallet af millimeter
subjektivt, hvilket kan være vigtigt, da vandstandsforskellene i vådområder
ofte er ganske små, men alligevel vigtige. Alternativt kan
vandspejlet måles med et “pusterør”, der er et stift rør (f.eks. stål eller

plexiglas), monteret med en meterstok af plastic (pålimet). Røret er
forbundet med et stykke blød slange, hvorigennem man puster. Når
rørets ende rammer vandoverfladen bobler det i munden, og man
kan meget præcis sætte en negl på meterstokken, der således vil vise
afstanden fra piezometerrørets top og ned til vandspejlet. Metoden er
uhyre nøjagtig og let at bruge.
4.6 Udregning af det hydrauliske potentiale
For at kunne udregne vandbevægelsen i vandfyldt jord, dvs. under
grundvandsspejlet, skal man kende det hydrauliske potential. Det
hydrauliske potential kan angives i forhold til DNN eller blot i forhold
til et selvvalgt referencepunkt (f.eks. en nedbanket stålpløk). De
piezometerrør, der repræsenterer de punkter/stationer, hvor det hydrauliske
potential ønskes bestemt kotesættes ved at toppen af piezometerrøret
indmåles med et nivelleringsinstrument. Vandstanden i
piezometerøret måles som beskrevet ovenfor. Det hydrauliske potential
udregnes herefter som toppen af piezometerrøret minus afstanden
til vandspejlet fra piezometerrørets top (husk samme enhed,
f.eks. meter)
Darcy’s ligning.
Det hydrauliske potential, ψ, indgår i Darcy’s ligning, der anvendes
til beregning af vandets strømningshastighed over et givet tværsnit
mellem to målepunkter.
ψ 1 −ψ
2
v = K
L
hvor v er hastigheden, K er den hydrauliske ledningsevne, ψ det hydrauliske
potential og l afstanden mellem målepunkterne. Det er
nemmest at regne v i m s -1
, det hydrauliske potentiale i meter vandsøjle
og l i meter, hvorved K skal regnes i enheden m s -1
, fordi brøken
herved bliver dimensionsløs.
4.7 Hydraulisk ledningsevne
Som vist i tabel 4.1 varierer den hydrauliske ledningsevne stærkt med
jordtypen, texturen og for organiske jorde omsætningsgraden. Det
følger derfor også implicit, at den hydrauliske ledningsevne i de
vandførende lag er af afgørende betydning for både vand- og stoftransporten
og for tilbageholdelsen af næringsstoffer. I visse tilfælde,
når jordbundsprofilet er let at tolke - f.eks sandlag med en ensartet
kornstørrelse - vil man kunne slå den hydrauliske ledningsevne op i
tabeller i hydrologiske fagbøger.
Bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne kan gøres ved såkaldte
“slug tests”. Metoden kan udføres i forskellige varianter - borehulsmetoden,
piezometermetoden, slugtestmetoden - som består i at måle
med små tidsskridt eller kontinuert, hvor hurtigt vandet stiger i et
rør, hvorunder der udboret et lille hulrum med kendt dimension (figur
4.1). Røret tømmes momentant for vand og målingen sættes i
gang. Omvendt kan der også fyldes ekstra vand i røret, og derefter
måler man, hvor hurtigt vandet synker til udgangsniveauet. Selve
den praktiske udførelse foregår ved, at man udborer et hul ned til
vandspejlet og sætter et piezometerrør eller f.eks. et messingrør ned i
27

28
hullet. Derefter anvendes et sneglebor, der har samme diameter som
rørets indvendige diameter (i praksis 1 mm mindre). Med snegleboret
nedsat gennem røret udbores 5-10 cm ad gangen, hvorefter røret
presses tilsvarende længere ned. Dette gøres indtil man har nået den
dybde, hvor målingen ønskes foretaget. Herefter udbores et hul på
f.eks. 8-10 cm, hvis rørets diameter er 4 cm. Røret tømmes et par gange
for vand, for at få eventuelt slam med op og hulrummets længde
måles. Herefter kan målingen starte. Det er vigtigt at notere sig, om
det udborede hulrum under røret bevarer størrelsen eller skrider
sammen, da det har stor betydning for den senere beregning at kende
hulrummets eksakte størrelse. Målingen foretages tre gange for at
vurdere, hvor pålidelig målingen er. Nedenfor samt på figur 4.1 er
beskrevet hvilke forskellige målinger og beregninger, der skal foretages
ved bestemmelse af hydraulisk ledningsevne. Det kan anbefales
at lade måling af hydraulisk ledningsevne udføre af en fagmand på
området, da både den tekniske udførelse og den ledsagende beregning
kræver erfaring og kendskab til baggrunden for valg af metode.
I mange tilfælde kan man få et rimeligt estimat af den hydrauliske
ledningsevne ved at anvende allerede installerede piezometerrør til
måling af hydraulisk ledningsevne. Dette gøres ved, at man momentant
tømmer piezometerrøret for vand, og derefter måler man med
små tidsintervaller eller kontinuert med tryktranducer, hvor hurtigt
vandstanden stiger i piezometerrøret. Målingen foretages tre gange,
så man kan vurdere, hvor pålidelig målingen er. Inden start skal man
have indmålt en række afstande, for at den senere beregning kan
gennemføres (figur 4.1).
Figur 4.1 Skitse af opstilling til måling af hydraulisk ledningsevne i felten,
samt afstande der skal måles for at en efterfølgende beregning kan foretages.

På figuren er vist, hvilke afstande der skal måles. Det drejer sig om 1.
piezometerrørets diameter - 2r - idet rørets radius senere skal anvendes
ved beregningen, 2. Afstanden - E - fra rørets top og til vandspejlet,
3. Afstanden fra rørtoppen og til starten af filteret, der som nævnt
ovenfor måles inden isætning, 4. Hvis der findes et impermeabelt lag
skal afstanden mellem rørtop og dette lag kendes, hvilket bør være
noteret ved jordprofilbeskrivelsen, 5. Længden af filteret er målt ved
isætningen af piezometerrøret. På figuren er endvidere vist d 1 og d 2 ,
der angiver vandspejlets beliggenhed under målingen til tiden t 1 og
tiden t 2 .
Beregningen af den hydrauliske ledningsevne, K, kan foretages ved
anvendelse af flere forskellige delvis impirisk udledte formler. En
ofte anvendt beregningsmetode for piezometermetoden er Luthin og
Kirkham’s (1949) formel, der har følgende udseende:
r
K = π
2
[ ln ( H − d1
) / ( H − d 2 ) ]
C ( t −t
)
2
1
Hvor H er afstanden fra vandspejlet til hulrummet (eller filteret) som
vist på figur 4.1, og d 1 og d 2 er afstandene fra rørtoppen til vandspejlet
under målingen til tiderne t 1 og t 2 . C er den såkaldte shape faktor,
der er relateret til:
1. forholdet mellem længden og radius af hulrummet (eller filteret)
dvs. h c /r;
2. forholdet mellem afstanden fra vandspejlet til hulrummet (eller
filteret) og radius af hulrummet (eller filteret) dvs. H/r;
3. forholdet mellem afstanden til et impermeabelt lag eller et uendeligt
permeabelt lag under hulrummet (eller filteret) og radius af
hulrummet (eller filteret) dvs. s/r.
Shapefaktoren, C, er bestemt af Youngs (1968) og findes ved tabelopslag
(se tabellerne 4.2; 4.3; 4.4 )
29

30
Tabel 4.2 Værdier for shape faktoren C (udtrykt som forholdet C/r) for cylindriske hulrum
h/r H/r C/r værdier ved impermeabelt lag i dybde s/r = C/r værdier ved uendeligt permeabelt lag i dybde
s/a =
8.0 4.0 2.0 1.0 0.5 0 8.0 4.0 2.0 1.0 0.5 0
0 20
16
12
8
4
0.5 20
16
12
8
4
1.0 20
16
12
8
4
2.0 20
16
12
8
4
4.0 20
16
12
8
4
8.0 20
16
12
8
4
5.6
5.6
5.6
5.7
5.7
8.7
8.8
8.9
9.0
9.5
10.6
10.7
10.8
11.0
11.5
13.8
13.9
14.0
14.3
15.0
18.6
19.0
19.4
19.8
21.0
26.9
27.4
28.3
29.1
30.8
5.5
5.5
5.5
5.6
5.7
8.6
8.7
8.8
9.0
9.4
10.4
10.5
10.6
10.9
11.4
13.5
13.6
13.7
14.1
14.9
18.0
18.4
18.8
19.4
20.5
26.3
26.6
27.2
28.2
30.2
5.3
5.3
5.4
5.5
5.6
8.3
8.4
8.5
8.7
9.0
10.0
10.1
10.2
10.5
11.2
12.8
13.0
13.2
13.6
14.5
17.3
17.6
18.0
18.7
20.0
25.5
25.8
26.4
27.4
29.6
5.0
5.0
5.1
5.2
5.4
7.7
7.8
8.0
8.2
8.6
9.3
9.4
9.5
9.8
10.5
11.9
12.1
12.3
12.7
13.7
16.3
16.6
17.1
17.6
19.1
24.0
24.4
25.1
26.1
28.0
4.4
4.4
4.5
4.6
4.8
7.0
7.0
7.1
7.2
7.5
8.4
8.5
8.6
8.9
9.7
10.9
11.0
11.2
11.5
12.6
15.3
15.6
16.0
16.4
17.8
23.0
23.4
24.1
25.1
26.9
3.6
3.6
3.7
3.8
3.9
6.2
6.2
6.3
6.4
6.5
7.6
7.7
7.8
8.0
8.8
10.1
10.2
10.4
10.7
11.7
14.6
14.8
15.1
15.5
17.0
22.2
22.7
23.4
24.4
25.7
Tabel 4.3 Værdier for shape faktoren C (udtrykt som forholdet C/r) for hemisfæriske hulrum
Endnu en beregningsmetode skal nævnes, Bouwer og Rice (1976), som
anvender følgende formeludtryk:
0
0
0
0
0
4.8
4.8
4.8
4.9
5.0
6.3
6.4
6.5
6.7
7.3
9.1
9.2
9.4
9.6
10.5
13.6
13.8
14.1
14.5
15.8
21.4
21.9
22.6
23.4
24.5
H/r C/r værdier ved impermeabelt lag i dybde s/r = C/r værdier ved uendeligt permeabelt lag i dybde s/r =
8.0 4.0 2.0 1.0 0.5 0 8.0 4.0 2.0 1.0 0.5 0
20 8.9 8.8 8.6 8.1 7.5 7.0 5.9 8.9 9.4 9.8 10.7 11.2 14.2
16 9.0 8.9 8.7 8.2 7.6 7.1 6.0 9.0 9.5 9.9 10.7 11.2 14.3
12 9.1 9.0 8.8 8.3 7.7 7.2 6.1 9.1 9.6 10.0 10.8 11.3 14.3
8 9.2 9.1 8.9 8.5 7.9 7.4 6.3 9.2 9.8 10.1 10.8 11.3 14.3
4 9.5 9.5 9.5 9.2 8.5 7.9 6.8 9.5 10.2 10.4 11.1 12.4 14.4
Tabel 4.4 Værdier for shape faktoren C (udtrykt som forholdet C/r ) når der i bunden af røret sidder en jordprop
(hulrummet har ingen vertikal udstrækning, tværtimod er der presset lidt jord op i røret; derfor er h/r
negativ). Gennemsnitsværdier angivet for intervallet H/r = 4 til H/r = 20.
h/r C/r værdier ved impermeabelt lag i dybde s/r = S/a værdier ved uendeligt permeabelt lag i dybde s/r =
8.0 4.0 2.0 1.0 0.5 0 8.0 4.0 2.0 1.0 0.5 0
-0.5 2.5 2.5 2.5 2.4 2.2 2.0 0 2.5 2.6 2.7 2.9 3.1 3.6 6.3
-1.0 1.9 1.9 1.9 1.8 1.7 1.6 0 1.9 1.9 2.0 2.1 2.2 2.3 3.1
-2.0 1.1 1.1 1.1 1.1 1.0 1.0 0 1.1 1.1 1.1 1.1 1.2 1.3 1.6
5.6
5.6
5.6
5.7
5.8
8.7
8.8
8.9
9.0
9.5
10.6
10.7
10.8
11.0
11.5
13.8
13.9
14.0
14.3
15.0
18.6
19.0
19.4
19.8
21.0
26.9
27.4
28.3
29.1
30.8
5.6
5.6
5.7
5.7
5.8
8.9
9.0
9.1
9.3
9.6
11.0
11.0
11.1
11.2
11.6
14.1
14.3
14.4
14.8
15.4
19.8
20.2
20.3
20.6
21.5
29.6
29.8
30.0
30.3
31.5
5.8
5.8
5.9
5.9
6.0
9.4
9.4
9.5
9.6
9.8
11.6
11.6
11.7
11.8
12.1
15.0
15.1
15.2
15.5
16.0
20.8
20.9
21.2
21.4
22.2
30.6
30.8
31.0
31.2
32.8
6.3
6.4
6.5
6.6
6.7
10.3
10.3
10.4
10.5
10.6
12.8
12.8
12.8
12.9
13.1
16.5
16.6
16.7
17.0
17.6
22.7
22.8
23.0
23.3
24.1
32.9
33.1
33.3
33.8
35.0
7.4
7.5
7.6
7.7
7.9
12.2
12.2
12.2
12.3
12.4
14.9
14.9
14.9
14.9
15.0
19.0
19.1
19.2
19.4
20.1
25.5
25.6
25.8
26.0
26.8
36.1
36.2
36.4
36.9
38.4
10.2
10.3
10.4
10.5
10.7
15.2
15.2
15.3
15.3
15.4
19.0
19.0
19.0
19.0
19.0
23.0
23.1
23.2
23.3
23.8
29.9
29.9
30.0
30.2
31.5
40.6
40.7
40.8
41.0
43.0

( R / r )
2
rc ln e w 1 y0
K=
ln
2hc
t yt
hvor r og r er henholdsvis piezometerrørets radius og hulrummet
c w
radius (se figur 4.2), hvis disse er forskellige. R er en empirisk para-
e
meter (af nogle kaldet den effektive radius), som bestemmes efter et
af to nedenstående ligningsudtryk (se nedenfor). Da K, r , r , R , og h c w c c
er konstanter skal (1/t) ln y /y også være konstant. Det udnyttes ved
0 t
at plotte feltdata (sammenhørende værdier af vandstand og tid) som
ln y mod tiden t. Termen (1/t) ln y /y fås fra den rette linie der
t 0 t
bedst passer (fitter) til observationspunkterne. Liniens hældning er -
1/t . 0
R e bestemmes efter et af følgende to udtryk: (der refereres til figur 4.2,
idet afstandene nu regnes fra vandspejlet, men termerne fra figur 4.1
er bibeholdt)
1. hvis S>H+h c ( altså D på figur 4.2), dvs. s>0 (se figur 4.2)
[ ( ) / r ]
⎛ 1.
1 A+
B ln S − D
ln(R /r )= ⎜
e w ⎜
+
⎝ ln(
D / rw
) hc
/ rw
eller
2. hvis S=H+h c (altså D på figur 4.2), dvs. s=0 (se figur 4.2)
⎛ 1.
1
ln(R /r )= ⎜
e w ⎜
⎝ ln D / r
( )
w
C
+
h / r
c
w
⎞
⎟
⎠
−1
w
⎞
⎟
⎠
−1
Figur 4.2 Skematisk illustration af de parametre, der indgår ved anvendelse
af Bouwer og Rice’s slugtest metode til beregning af hydraulisk ledningsevne.
31

32
Koefficienterne A + B og C aflæses på en figur (se figur 4.3) som er
relateret til h c /r w .
For udtryk 1 gælder, at hvis afstanden til et impermeabelt lag er uendeligt
stor, eller hvis S er meget større end D (H + h c ) således at udtrykket:
ln [(S-D)/r w ] bliver større end 6 så anvendes værdien 6 for
udtrykket.
Hvis måling af hydraulisk ledningsevne foretages i et allerede installeret
piezometerrør med bund anvendes udtryk 2.
Nedenfor vises et eksempel, hvor hydraulisk ledningsevne beregnes
efter Bouwer og Rice.
Eksempel. Beregning af hydraulisk ledningsevne efter Bouwer og Rice.
Tabellen viser de værdier der er målt i felten dvs. Piezometerrørets længde, afstanden til
vandspejlet, piezometerrørets radius, og filterets længde og radius. Piezometerrøret er momentant
tømt for vand, og derefter er der med små tidsintervaller målt, hvor hurtigt vand-
spejlet stiger igen.
Station: 1
piezometer
no.: 1
Vandspejl:
start=234 cm
D=300-234 cm
D=66 cm
s=0
S=D
Rørlængde=300 cm
Filterlængde:
h c =20 cm
Første måling Anden måling Middel
Rør radius:
rc =2.05 cm
Filter radius:
rw =2.45 cm
hc / rw =
20/2.45=8.16
y t y t ln (y t2 – 234)
cm min sek sek min sek sek cm sek
298 0 0 0 0 298 0 4.15888
297 0 8 8 0 7 7 297 8 4.14313
295 0 23 23 0 23 23 295 23 4.11087
290 1 3 63 1 3 63 290 63 4.02535
285 1 42 102 1 44 104 285 103 3.93183
280 2 25 145 2 29 149 280 147 3.82864
278 2 44 164 2 48 168 278 166 3.78419
275 3 13 193 3 17 197 275 195 3.71357
272 3 44 224 3 49 229 272 227 3.63759
270 4 7 247 4 12 252 270 250 3.58352
268 4 30 270 4 36 276 268 273 3.52636
265 5 8 308 5 15 315 265 312 3.43399
260 6 20 380 6 27 387 260 384 3.25810
258 6 51 411 6 59 419 258 415 3.17805
255 7 42 462 7 53 473 255 468 3.04452
252 8 45 525 8 55 535 252 530 2.89037
250 9 31 571 9 42 582 250 577 2.77259

Eksempel, forsat
Figuren viser sammenhørende værdier for vandstand og tid, efter at piezometerrøret momentant
er tømt for vand.
ln y
4,50
4,00
3,50
3,00
2,50
ln y = -0,0024 t + 4,1755
R 2 = 0,9995
2,00
0,00 100,00 200,00 300,00 400,00 500,00 600,00 700,00
sekunder
Beregninger:
Den rette linie der bedst fitter til de målte værdier af vandstand, y, og tid, t, er:
ln y = -0.0024 t + 4.1755
Til tiden, t = 0 fås:
ln y 0 = 4.1755 ⇒ y 0 = 65.07
Til tiden, t=300 fås:
ln y t = -0.0024 x 300 + 4.1755 = 3.4525 ⇒ y t = 31.579
Koefficienten, C, findes på figur 4.3 ud fra forholdet mellem længde og radius af filteret :
h c /r w = 20/2.45 = 8.16 ⇒ C = 1.1
Herefter kan udtrykket
⎛ 11 . C ⎞
ln(R /r )= ⎜
e w ⎜ + ⎟
⎝ ln ( Dr / ) h / r ⎟
w c w⎠
r =2.45; C=1.1; h /r =8.16
w c w
ln(R e /r w )=
−1
1.
1 1.
1
+ = 2.1334
ln( 66 / 2.
45)
20 / 2.
45
beregnes, idet alle værdierne på højre side kendes. D=66;
og herefter kan den hydrauliske ledningesevne, K, beregnes ved indsættelse af værdien for
ln(R e /r w ) i Bouwer og Rice’s formel:
K=
K=
( R / r )
2
rc ln e w 1 y0
2h
2
c
ln
t y
t
( 2.
05)
× 2.
1334 1 65.
07
ln = 0.000547 cm s
2×
20 300 31579
-1
eller 0.47 m d -1
33

34
Figur 4.3 Grafer til aflæsning af koefficienterne A, B, C, der anvendes i forbindelse
med Bouwer og Rice’s beregningsmetode til bestemmelse af hydraulisk
ledningsevne. L/r w er det samme som h c /r w dvs. længden af hulrummet
divideret med radius af hulrummet. (Efter Bouwer & Rice, 1976).
Vandbalance
Ovenfor er gennemgået hvilke faktorer, der skal være målt og beregnet,
inden man kan opstille et simpelt udtryk v. hj. a. Darcy’s ligning
for grundvandsgennemstrømningen i et vådområde. Nedenstående
eksempel vil illustrere, hvorledes man kan beregne gennemstrømningen
i et vådområde, hvor grundvandbevægelsen foregår horisontalt
fra ådalsskrænt til vandløb:

Eksempel på beregning af grundvandsgennemstrømning gennem vådområde (frit efter
fantasien):
Overordnet beskrivelse:
Lille Vaderup Enge er en del af Store Vaderup genopretningen. Engene er placeret i en svagt markeret
ådal af ca. 2 km’s længde. Ådalskrænten er ca. 1 m i højden, og afstanden til Vaderup Bæk er ca. 22 m.
Jordprofil:
Der har været udlagt et gridnet med tre tansekter med en indbyrdes afstand af 500 m. I hvert transekt
blev der foretaget borebeskrivelser ved skrænten (0 m) midt på engen (10 m) og ved vandløbet (20 m).
Profilerne viste sig at være rimeligt ensartede med følgende dominerende jordlag:
0-100 cm moderat humificeret tørv (fibrist)
100-200 cm humusholdig finkornet sand
200-300 cm mellemkornet sand med islæt af småsten og organiske fragmenter
> 300 cm ler
Piezometer placering:
På grund af de rimeligt ensartede jordbundsforhold er der kun udlagt et transekt med tre stationer midt
på strækningen. Stationerne er placeret ved ådalsskrænten (0 m), midt på engen (10 m) og ved bækken
(20 m). Piezometrene er placeret i tre dybder repræsenterende hver sit jordlag, med 50 cm lange filtre
(25-75 cm; 125-175 cm og 225-275 cm). Toppene af piezometerrørene og jordoverfladen er indmålt med
nivelleringsinstrument (se det imaginære bilag).
Hydraulisk ledningevne:
Piezometerrørene blev brugt til bestemmelse af den hydrauliske ledningevne efter Bouwer og Rice, som
angivet i ”kogebogen” (se det imaginære bilag).
De tre jordlag gav følgende ledningsevner, K:
0-100 cm 5 × 10 -3
cm s -1
eller 43.2 m dag -1
100-200 cm 1 × 10 -3
cm s -1
eller 8.64 m dag -1
200-300 cm 5 × 10 -3
cm s -1
eller 43.2 m dag -1
Vandgennemstrømning.
Den 1.10.05 er der målt vandstande i piezometerrørene, og disse er omregnet til hydrauliske potentialer.
Grundvandsspejlet lå ca. 0.2 meter under jordoverfladen.
Ψ Station 1 (skrænt) Ψ Station 2 (midt) Ψ Station 3 (v. bæk)
Rør 1 (25-75) 10.00 m 9.75 m 9.50 m
Rør 2 (125-175) 10.00 m 9.75 m 9.50 m
Rør 3 (225-275) 10.00 m 9.75 m 9.50 m
Ved anvendelse af Darcy’s ligning udregnedes flowhastigheden, v ( m dag -1
) gennem de tre jordlag
mellem station 1 og 2 (v_1-2), og mellem station 2 og 3 (v_2-3). Længden, l, mellem stationerne er 10 m.
K
m dag -1
Ψ1 - Ψ2 m
Ψ2 - Ψ3 m
v = K ψ 1 − ψ 2
l
v_1-2 v_2-3
Rør 1 (25-75) 43.2 0.25 0.25 1.080 1.080
Rør 2 (125-175) 8.64 0.25 0.25 0.216 0.216
Rør 3 (225-275) 43.2 0.25 0.25 1.080 1.080
Mængden af vand, V, der strømmer over et tværsnit, a, på 1 m × jordlagets vertikale udstrækning, er
beregnet for hvert lag, idet der er taget højde for vandspejlets beliggenhed (dvs. lag 1 fra 0-100 cm)
Tværsnit, a
m × m
V1-2 = a × v_1-2
m 3
V2-3 = a × v_2-3
m 3
lag 1 1 × 0.8 1.080 × 0.8 1.080 × 0.8
lag 2 1 × 1 0.216 × 1 0.216 × 1
lag 3 1 × 1 1.080 × 1 1.080 × 1
total Σ 2.80 2.160 2.160
Den 1.10.05 strømmede 2.16 m 3
grundvand dag -1
per løbende meter til Vaderup bæk. Under antagelse af
ensartet tilstrømning til bækken fra hele strækningen fås: 2.16 × 2000 = 4320 m 3
grundvand dag -1
35

36
4.8 Stationsnet
Når man skal fastlægge sit stationsnet, er det vigtigt, at det følger
grundvandets overordnede strømningsmønster. Dette kan gøres ved
at lave en lille forundersøgelse, hvor man placerer nogle få pejlerør i
et grid. Man placerer f.eks. 3-4 pejlerør i hver af tre transekter (fra
ådalsskrænt og ned til vandløbet), kotesætter pejlerørene, måler
vandstanden, og beregner de hydrauliske potentialer. Herefter kan
man ud fra potentialeforskellene få et første billede af, hvordan
grundvandet løber gennem vådområdet. Det præcise antal pejlerør,
man anvender ved en forundersøgelse, afhænger selvfølgelig af en
konkret vurdering af det pågældende vådområde.
Et fingerpeg, om hvor vandet løber i genoprettede vådområder, kan
fås ved at se på vegetationen. Hvis der står aske eller elletræer i
ådalsskrænten er det tegn på, at der er gennemstrømmende vand.
Længere i ude vådområdet vil sødgræs og el indikere strømmende
vand. En artsrig flora i en mosaik-præget vegetation kan også tydes
som fremsivende vand. Hvis der træffes vandkarse, bør det strømmende
vand kunne erkendes med det blotte øje. Topografien kan
også hjælpe, idet skålformede partier kan tyde på, at der tidligere har
været væld ( f.eks i skrænten) eller fremsivende vand. Indikationer på
næringsrige forhold findes hvor man træffer dunhammer, tagrør,
sødgræs, brændenælde. Lav ranunkel kan være tegn på, at der har
været gødsket.
4.9 Anvendelse af piezometerrør til udtagning
vandprøver
Nedsatte piezometerrør kan anvendes til udtagning af vandprøver,
der skal analyseres for næringssalte (figur 4.4). Da piezometerrørene
står i de vandførende lag er det også disse, der har betydning for
stoftransporten gennem vådområdet. Det kan imidlertid være nødvendigt
at nedsætte supplerende piezometerrør, hvis man ønsker
nærmere information om, hvor i vådområdet kvælstoffet omsættes.
Hvis man f.eks. har en situation, hvor grundvandet løber som skitseret
i figur 4.4, kunne man supplere med ekstra piezometerrør ved
skræntfoden, hvor grundvandet løber horisontalt ud i vådområdet.
Figur 4.4 viser yderligere, at der på den midterste station trykkes
grundvand op nedefra, idet vandstanden i det dybeste rør står højere,
og man kunne således også i dette område nedsætte flere piezometerrør.
Endelig er det påkrævet , at man får målt næringsstofkoncentrationerne
i det grundvand der forlader vådområdet dvs. at man har
etableret pizometerrør i de vandførende lag tæt ved vandløbet. En
præcis angivelse af antallet af piezometerrør, samt i hvilke dybder de
skal positioneres, må afhænge af en konkret vurdering af det enkelte
vådområde (bredde, jordbundsforhold).
Inden udtagning af vandprøver skal rørene tømmes for vand, således
at der kan strømme frisk vand til røret. Hvis røret også anvendes til
måling af vandstand, er det vigtigt at måle vandstanden inden tømning,
da det godt kan tage tid inden vandspejlet igen indstiller sig
præcis i det rigtige niveau.

Hvis vådområdet udelukkende gennemstrømmes af grundvand, haves
en situation, hvor betingelserne for denitrifikation ikke ændrer
sig væsentlig over året, idet temperaturen vil variere omkring 8 °C i
det meste af jordprofilet. Der kan godt være variation både i tilstrømning,
grundvandsspejl og nitratkoncentration over året. Typisk vil
der være højere nitratkoncentration og højere grundvandsspejl i vinterhalvåret.
Tilstrømning og afstrømning af grundvand kan være
vanskeligere at forudsige, fordi det både afhænger af potentialeforskellen
mellem opland og vådområde og mellem vådområde og
vandløb over året samtidig med at der er en vis tidsforskydning
mellem hændelserne (f.eks. længerevarende tørke eller en periode
med meget nedbør) og disses påvirkning af vådområdet.
I vådområder, der gennemstrømmes af grundvand, skal måling af
vandstand foretages jævnt fordelt over året. Det samme gælder udtagning
af vandprøver til næringssaltanalyse. For vådområder, der
skal overvåges ekstensivt vil måling af vandstand og udtagning af
vandprøver hver anden måned være passende - måling af vandstand
gerne oftere.
For arealer, der skal overvåges intensivt bør frekvensen være en månedlig.
Figur 4.4 Skematisk fremstilling af ådal, hvor der langs et transekt er nedsat
piezometerrør med filteret placeret i forskellige vandførende lag fra ådalsskrænten
og ned til vandløbet.
4.10 Måling af næringssstoffer og opstilling af
stofbalancer – grundvand
Som udgangspunkt skal der måles kvælstof i de genoprettede vådområder
dvs. Nitrat, Ammonium og Total-kvælstof. Hvis det efter en
konkret vurdering skønnes, at der er behov for måling af andre stoffer
f.eks. jern og fosfor, vil det ske på anmodning fra koordinationsudvalget
og efter anvisning fra DMU. Metoderne til måling af næringsstoffer
sker efter de retningslinier, der er fastsat i det Landsdækkende
Overvågningsprogram, NOVA 1998-2003.
Her skal dog tilføjes nogle konkrete forhold, der specifikt retter sig
mod måling i grundvandet:
Vandprøver fra pizometerrør skal altid filtreres. Dette gælder også
prøver til analyse for Total-kvælstof, Total-fosfor, Total-jern m.v., idet
37

38
partikelbundne stoffer i vandprøver fra piezometerrør ikke nødvendigvis
repræsenterer den partikelbundne transport i jordmatrix, men
snarere er et udtryk for filterslidsernes størrelse i piezometerrøret –
eller modsat at filteret kan være pakket/omviklet med filtermateriale,
der hindrer tilstopning og indtrængning af partikler).
Stofbalance
Opstilling af en stofbalance for det genoprettede vådområde gøres
ved at gange de målte næringsstofkoncentrationer fra de jordlag man
har beregnet flowmængder på (som vist ovenfor i eksemplet om Vaderup
enge). Hvis man fortsætter Vaderup eksemplet, kan man f.eks
antage, at der er målt følgende nitratkoncentrationer.
Station 1
-
mg NO -N l 3
-1
Station 2
-
mg NO -N l 3
-1
Station 3
-
mg NO -N l 3
-1
Jordlag 1 5.00 1.00 0.1
Jordlag 2 10.00 2.00 0.2
Jordlag 3 15.00 3.00 0.2
og følgende volumenstrømme per løbende meter blev beregnet ovenfor
Tværsnit, a
m × m
V1-2 = a × v_1-2
m 3
d -1
V2-3 = a × v_2-3
m 3
d -1
Jordlag 1 1 × 0.8 0.864 0.864
Jordlag 2 1 × 1 0.216 0.216
Jordlag 3 1 × 1 1.080 1.080
total Σ 2.80 2.160 2.160
hvilket giver følgende stoftransporter per løbende meter
Station 1 Station 2 Station 3 Tilbageholdt
Station 1 – Station 3
Jordlag 1
- -1 - -1 - -1 - -1
g NO -N d m g NO -N d m g NO -N d m g NO -N d m
3
3
3
3
0.864 × 5 = 4.32 0.864 × 1 = 0.864 0.864 × 0.1 = 0.086 4.23
Jordlag 2 0.216 × 10 = 2.16 0.216 × 2 = 0.432 0.216 × 0.2 = 0.043 2.12
Jordlag 3 1.080 × 15 = 16.20 1.080 × 3 = 3.240 1.080 × 0.2 = 0.216 15.98
total Σ 22.68 4.536 0.345 22.33
-
Vaderup engen denitrificerer således 22.33 g NO -N per løbende
3
meter per dag. Under forudsætning af ensartede betingelser fås – da
-
-
engen er 2000 m lang: 2000 × 22.33 g NO -N = 44.6 kg NO -N d 3
3
-1
(det
bemærkes, at det kun er et regneeksempel).
4.11 Overfladevand
Mængden af drænvand, der tilledes et vådområde kan måles med
Thompson overfald monteret i et cementrør, hvor drænrøret er ført
ind gennem siden af cementrøret. Det kræver dog, at der er tilstrækkelig
højdeforskel mellem den opstrøms og den nedstrøms side af
overfaldet, for at målingen kan blive præcis. Man kan også koble en
flowmåler til drænrøret. Flowmåleren kræver en strømforsyning,
men giver en meget præcis måling.

Grøftevand, der tilledes vådområdet, kan måles ved etablering af
Thompson overfald eller ved vingemåling.
Foregår der overfladisk afstrømning fra vådområdet, må der foretages
en konkret vurdering af, hvorledes afstrømningen foregår, men
principielt kan alle de ovennævnte metoder anvendes. Som nævnt
tidligere kan det være hensigtsmæssigt, at en eventuel overfladisk
afstrømning fra vådområdet foregår via et veldefineret afløb, fordi
det nedsætter muligheden for vanderosion.
Stationsnet – overfladevand
Når overfladevand siver gennem et vådområde skal stationsnettet
have et anderledes design end beskrevet ovenfor for grundvand. Det
skyldes at vandet siver fra jordoverfladen og ned i jorden, for derefter
at tage en horisontal retning ud mod vandløbet. Piezometerørenes
filtre skal derfor placeres i forskellige dybder fra jordoverfladen og
nedad. Erfaringsmæssigt sker der en meget hurtig omsætning af nitrat
allerede i de øverste centimeter af jorden, hvis den er vandmættet
(Ambus og Hoffmann, 1990; Hoffmann et al., 1993; Hoffmann, 1998). Placering
af dybere gående piezometerrør vil primært have til formål at
følge andre stoffer som f.eks. ammonium, fosfor og jern.
Overfladevandet løber ikke nødvendigvis den direkte vej til vandløbet,
men følger mikrotopografien. Man kan følge vandets vej ved at
tilsætte en tracer som fe,eks. chlorid eller bromid ved indløbet og
derefter måle stigningen ledningevnen i forhold til ledningsevnen før
tilsætning, og derved få et billede af overfladevandets bevægelse henover
vådområdet. Udfra disse oplysninger kan man herefter placere
sit stationsnet.
Som minimum må det kræves, at der måles ved indløb og udløb af
vådområdet.
Vand- og stofbalance – overfladevand
Et simpelt vandbalanceudtryk for vådområder der modtager overfladevand
kan have følgende udseende:
Overfladisk tilløb + nedbør = Overfladisk afløb + nedsivning + fordampning
Det vand, der siver ned eller infiltreres i jorden løber som overfladenært
grundvand til vandløbet. Erfaringsmæssigt betyder nedbør og
fordampning kvantitativt meget lidt (formentlig op til 5%) og kan
eventuelt udelades, og den mængde vand der infiltreres kan fås ved
subtraktion af indløb og udløb. Hvis nedbør og fordampning ønskes
inddraget, kan man bruge meteorologiske data for det pågældende
område. Man anvender den potentielle fordampning som udtryk for
den aktuelle fordampning, da vådområdet må antages at være
vandmættet.
Målte næringsstofkoncentrationer kobles direkte på vandbalancen.
Metoderne til måling af næringsstoffer sker efter de retningslinier der
er fastsat i det Landsdækkende Overvågningsprogram, NOVA 1998-
2003.
39

40
I modsætning til hvad der blev nævnt under grundvand skal totalbestemmelser
af f.eks. Total-kvælstof, Total-fosfor, Total-jern m.fl. måles
på ufiltrerede prøver, når det gælder overfladevand.
4.12 Grundvand - måling af denitrifikation med
Ar/N 2 metoden
Princip
Denitrifikationen i den vandmættede zone medfører en målelig ophobning
af kvælstofgas i vandet (Smith et al., 1991).Ved denitrifikation
af nitratkoncentrationer på over ca. 6 mg N l -1
vil produktionen af
kvælstofgas blive så stor, at der ofte vil udvikles gasbobler med kvælstofgas,
som derved undslipper til atmosfæren. Ved samtidig at måle
grundvandets argonkoncentration kan der korrigeres for den mængde
gas, der afgasser til atmosfæren.
Metodens anvendelighed - erfaringer, sikkerhed, perspektivering
Metoden er fortrinsvis egnet til at måle på grundvand, der infiltrerer
et vådområder og mindre egnet til måling af gasser i overfladevand
som f. eks. ved overrisling.
Denitrifikationen bestemmes i et transekt som placeres i grundvandets
primære strømningsretning. Ved at måle på grundvandets opløste
gasser før og efter nitraten er omsat kan N 2 -produktionen ved
denitrifikation bestemmes. Ved også at måle sedimentets hydrauliske
ledningsevne og potentiale kan der beregens en vandbalance, som
sammen med N 2 -produktionen vil give en rate for denitrifikationens
størrelse.
Et sikkert estimat af denitrifikationen forudsætter en nogenlunde
overskuelig hydrologi, således at det er det samme grundvand der
måles på. Til verifikation af grundvandets oprindelse og strømningsforhold
kan forskellige dateringsmetoder anvendes: CFC-måling, H +
,
klorid samt øvrige an- og kation-koncentrationer i grundvandet
kombineret med topografien og geologien i oplandet og engene.
Et spændende perspektiv er, at metoden i heldigeste fald i nogle oplandstyper
kan anvendes på udløbsmålinger alene. Opløste gasser er
normalt i balance med atmosfæren når vandet trænger ind i den
mættede zone. Hvis grundvandets initialtemperatur er nogenlunde
stabil og kendt i et opland kan startkoncentrationen af argon og
kvælstofgas bestemmes. Forskelle i koncentrationer af kvælstofgas og
argon fra startkoncentrationerne til koncentrationer i grundvandet,
der løber til vandløbet er da et estimat af den samlede denitrifikation
fra den umættede zone og ud til vandløbet.
4.13 Model
DMU er i gang med at udvikle små simple modeller, der kan anvendes
i forbindelse med overvågningen af vådområder. Modellerne vil
kunne beregne vand- og stofbalancer, og vil have optioner for ind-

sætning at forskellige matematiske udtryk, der beskriver næringssstofomsætning
(f.eks. denitrifikation), såfremt disse oplysninger
foreligger.
Det tilstræbes, at have så få input parametre som muligt. Som minimum
vil modellerne skulle have oplysning om: Næringsstofkoncentration
(belastning), vandstand (kotesat), jordprofil, fysisk dimension
af vådområdet (længde, bredde), beliggenhed.
For arealer, der ikke overvåges, skal kvælstoffjernelsen modelberegnes.
Det betyder at man ved forundersøgelsen eller i forbindelse med
selve etableringen af projektområdet skal fremskaffe følgende oplysninger
(se også bilag xx):
• Indløbskoncentration til vådområdet (f.eks. grundvandets kvælstof-koncentration
ved ådalsskrænten.
• Jordprofilbeskrivelse, med karakterisering og vertikal udstrækning
af de betydende horisonter (specielt beliggenhed og udstrækning
af vandførende lag, vandstandsende lag), samt kote for
jordoverflade (kan måles i forbindelse med nedenstående punkt).
• Hydraulisk potentiale ved indløb (ådalsskrænt) og ved udløb (ved
vandløbet) dvs. den potentialeforskel der skal drive vandet gennem
projektområdet.
• Arealets fysiske dimensioner (længde, bredde)
• Beliggenhed (UTM kooordinater, navn, mv)
• Andre oplysninger, hvis det vurderes at have betydning (f.eks.
hvis det vides at nitratkoncentrationen eller grundvandsspejlet
fluktuerer over året.
4.14 Eksempler på overvågningsstrategier
Ekstensiv overvågning – overvejende grundvand
Piezometerreder installeres i et transekt langs grundvandets overordnede
strømningslinie dvs. fra ådalsskrænt til vandløb. Fra forundersøgeslen
eller fra projektopstarten foreligger en overordnet jordprofilbeskrivelse
for projektområdet. Piezometerrederne bruges både
til måling af vandstand og til udtagning af vandprøver.
Minimum installation (ét transekt):
Piezometre installeres i ådalsskrænten i de vandførende lag – typisk
1-3 filtre i forskellige dybder.
Midt på arealet installeres ligeledes et antal piezometre i de vandførende
lag (f.eks. 3 rør med filtre i forskellig dybde – vandførende lag).
Nær vandløbet (f.eks. 2-5 meter fra vandløbsbredden) installeres
ligeledes piezometre med filtre i de vandførende lag.
Toppen af alle piezometerrør er indmålt med nivelleringsinstrument i
forhold til et referencepunkt (arbitrært eller DNN).
Målefrekvens vandstand: hver 2. måned – gerne oftere – f.eks. 1 gang
per måned. Måling af ovennævnte transekt med ni piezometerrør vil
skønsmæssgt tage 10-15 minutter. De målte vandstande omregnes til
41

42
et hydraulisk potentiale ved at trække afstanden mellem toppen af
piezometerrøret og vandspejlet i piezometerrøret fra den indmålte
kote på piezometerrørets top (kap. 4.5 og 4.6)
Prøvetagningsfrekvens næringssalte: hver 2. eller 3. måned. Piezometerrørene
tømmes dagen forinden (f.eks. i forbindelse med måling af
vandstand). Tømning af et transekt med ni piezometerrør – ved brug
af en lille elektrisk pumpe - tager skønsmæssigt 10-15 minutter. Prøvetagning
– ved brug af en lille elektrisk pumpe - tager skønsmæssigt
10-15 minutter.
Måleprogram for næringssalte:
-
+
Minimum: NO - N, NH -N, Total-N (NB. total-kvælstof også på filtre-
3
4
ret prøve).
Udvidet program: + PO4 ledningsevne
3-
-P, Total-Fe (filtreret prøve), SO 4
2-
, Cl -
, pH,
Andet: Måling af hydraulisk ledningsevne (1 gang). Piezometerrørene
anvendes til måling af hydraulisk ledningsevne. Rørene tømmes
momentant for vand og sammenhørende værdier af vandstand og tid
registreres (se kap. 4.7 med eksempel). For hvert rør foretages målingen
tre gange. Et transekt med ni piezometerrør, som her beskrevet,
vil tage skønsmæssigt én dag.
Denitrifikationen kan eventuelt valideres med Ar/N 2 -metoden.
Kommentar. Det præcise antal transekter og det præcise antal piezometerreder
langs et transekt vil afhænge af en konkret vurdering af
det pågældende projektområde (længde, bredde, homogenitet, m.v.)
Ekstensiv overvågning – overvejende overfladevand
- situation 1
Overfladevandet fordeles til projektområdet fra en fordelerkanal eller
lignende og vandet siver eller risler gennem området uden at der er
tale om dannelse af en lavvandet sø eller oversvømmelse. Afstrømningen
fra projektområdet kan være diffus (i.e. overfladenært grundvand)
eller via et (eller flere) veldefineret afløb.
Minimum installation:
Tilstrømningen til projektområdet måles (Thompson overfald, flowmåler,
eller propelmålinger). Frekvens: hver 2. måned – gerne oftere.
Er der et veldefineret afløb fra projektområdet måles afstrømningen
på tilsvarende måde og med samme frekvens.
Hvis der ikke foregår overfladisk afstrømning fra projektområdet
nedsættes piezometerrør med filtre i forskellig dybde (i.e. vandførende
horisonter) langs vandets strømningslinie – f.eks. midt på arealet
og tæt ved vandløbet. Det infiltrerede vand må nødvendigvis befinde
sig øverst i jordprofilet og piezometrene nedsættes med udgangspunkt
i jordoverfladen og nedad i de øverste 1-2 meter (konkret vurdering)
med filtre i de mest vandførende lag.

Prøvetagningsfrekvens næringssalte: hver 2. eller 3. måned. Pizometerrederne
tømmes for for vand dagen før prøvetagning (det kan også
foregå på dagen, hvis vandet løber hurtigt til)
1.Måleprogram for næringssalte indløb – udløb (overfladevand):
-
+
Minimum: NO - N, NH -N, Total-N (ufiltreret prøve).
3
4
3-
Udvidet program: + PO -P, Total-P (ufiltreret prøve), Total-Fe (ufil-
4
2-
treret prøve), SO , Cl 4
-
, pH, ledningsevne.
2.Måleprogram for næringssalte piezometerreder:
-
+
Minimum: NO - N, NH -N, Total-N (NB. Total-kvælstof på filtreret
3
4
prøve).
3-
Udvidet program: + PO -P, Total-P (filtreret prøve), Total-Fe (filtreret
4
2-
prøve), SO , Cl 4
-
, pH, ledningsevne.
Tidsforbrug:
Vandføringsmåling:
Indløb med 3 replica: 1,3 time
Udløb med 3 replica: 1,3 time
Prøvetagning: Indløb, udløb, 6 piezometre ca 15 min. Tømning af
piezometre ca 10 minutter.
- situation 2
Overfladevandet til projektområdet fordeles ud over hele området og
der er helt eller delvis tale om oversvømmelse eller dannelse af en
lavvandet sø på store dele af projektområdet. Vandet forlader projektområdet
via et veldefineret punkt – dvs. vandløb, kanal eller lignende
Minimum installation:
Tilstrømningen til projektområdet måles (Thompson overfald, flowmåler,
eller propelmålinger). Frekvens: hver 2. måned – gerne oftere.
På tilsvarende måde og med samme frekvens måles afstrømningen
fra projektområdet.
Prøvetagningsfrekvens næringssalte: hver 2. eller 3. måned.
Måleprogram for næringssalte indløb – udløb (overfladevand):
-
+
Minimum: NO - N, NH -N, Total-N (ufiltreret prøve).
3
4
3-
Udvidet program: + PO -P, Total-P (ufiltreret prøve), Total-Fe (ufil-
4
treret prøve), SO 4
2-
, pH, ledningsevne.
Tidsforbrug:
Vandføringsmåling:
Indløb med 3 replica: 1,3 time
Udløb med 3 replica: 1,3 time
Intensiv overvågning
Som omtalt i indledningen til den tekniske anvisning er det kun 2-3
arealer, der skal overvåges intensivt. Da det således ikke engang kan
dække antallet af forskellige typer vådområder, der vil komme, er det
valgt at fokusere den intensive overvågning på de to typer, hvor der
vides mindst, og som samtidig ventes at ville dominere arealmæssigt
ved retableringen af VMPII-vådområder. Det skal samtidig bemærkes,
at der ved valg af arealtyper til intensiv overvågning er taget
hensyn til kommentarer fremført ved høringen af udkastet til denne
anvisning.
43

44
1. Oversvømmelse af vandløbsnære arealer
Gensnoning af vandløb, hævning af vandløbsbunden og ophør af
vandløbsvedligeholdelse er tiltag, der vil medvirke til oversvømmelse
af vandløbsnære arealer. Oversvømmelseshændelsen er underlagt
de klimatiske forhold og svær at prediktere.
Arealet, der vil blive oversvømmet, opmåles, og der laves et detaljeret
nivellement. Der opsættes Q/H station umiddelbart opstrøms og
nedstrøms oversvømmelsesarealet. På det oversvømmede areal opsættes
en eller flere vandstandsfølere til kontinuerlig måling (logning)
af vandstand og samtidig varsling af oversvømmelse. Sammen
med opmåling og nivellement skal vandstandsmålingerne endvidere
anvendes til beregning af det totale vandvolumen, der på et givet
tidspunkt oversvømmer projektområdet.
Ud fra arealets topografi og vandløbets forløb fastlægges måletransekter
vinkelret på vandløbet. Vandets strømningshastighed og retning
måles under forskellige størrelser af oversvømmelsesbegivenheder
langs de valgte punkter/transekter. Efter den første runde med
målinger af strømning og vandskifte på arealet udvælges et antal
repræsentative punkter udtagning af vandprøver til næringsstofanalyser.
I samme punkter nedsættes mikropiezometre i 0-5 cm og 5-
10 cm dybde (eventuelt mere detaljeret, dvs. 0-1 cm; 1-2 cm; 3-5 cm; 5-
10 cm) for at måle stofomsætningen over vand-jord interfasen.
Næringssaltomsætningen (denitrifikationen) måles endvidere i større
”vandlommer”, der fanges på projektområdet i forbindelse med
oversvømmelseshændelserne.
Sedimentation på arealet måles ved opsætning af kunstige græsmåtter.
Græsmåtterne med eksponielt stigende afstand væk fra vandløbet
(det oversvømmende vands hastighed falder markant med stigende
afstand til vandløbet – og dermed reduceres sedimentationsraten
betydeligt). Eventuelt suppleres med ekstra opsatte græsmåtter i områder
af engen, hvor der ud fra strømningsmålinger erkendes et
vandskifte mellem å og eng efter den initiale opfyldning.
Målinger
Q/H målinger i vandløb
Flowmålinger på oversvømmet areal v.hj.a. sensorer (temperatursensorer,
mikrosensorer eller Ott-andenæb)
Denitrifikationsmålinger i felten med mikrosensorer
Analyser:
-
+
3-
Overfladevand: NO - N, NH -N, Total-N (ufiltreret prøve), PO -P,
3
4
4
2-
Total-P (ufiltreret prøve), Total-Fe (ufiltreret prøve), SO , pH, led-
4
ningsevne.
-
+
Jordvand: NO - N, NH -N, Total-N (NB. Total-kvælstof på filtreret
3
4
3-
prøve), PO -P, Total-P (filtreret prøve), Total-Fe (filtreret prøve),
4
2-
, pH, ledningsevne.
SO 4
Sedimentation: partikulært stof, total-N, Total-P, glødetab
Beregninger:

Vand- og stoftransport ved Q/H-stationer
Vand-og stoftransport “indløb” – “udløb” oversvømmet areal.
Vandflow i tværsnitsprofiler på oversvømmet areal samt vandskifte
Denitrifikationsrater ud fra målinger med mikrosensorer
Sedimentationsrater ud fra græsmåttedata
Intensiv overvågning
2. Arealer med grundvandsgennemstrømning
Piezometerreder installeres i et antal transekter langs grundvandets
overordnede strømningslinier dvs. fra ådalsskrænt til vandløb. Fra
forundersøgelsen eller fra projektopstarten foreligger en overordnet
jordprofilbeskrivelse for projektområdet. Piezometerrederne bruges
til måling af vandstand, udtagning af vandprøver og til denitrifikationsmålinger
med Ar/N 2 metoden.
Piezometre installeres i ådalsskrænten i de vandførende lag - typisk
3 filtre i forskellige dybder.
Langs grundvandets overordenede strømningslinie (fra ådalsskrænt
til vandløb) installeres for hvert transekt et antal piezometerreder
med filtre i de vandførende lag (f.eks. 3 rør med filtre i forskellig
dybde – vandførende lag).
Toppen af alle piezometerrør er indmålt med nivelleringsinstrument i
forhold til et referencepunkt (arbitrært eller DNN).
Målefrekvens vandstand: hver måned – gerne oftere – f.eks. 2 gange
per måned. De målte vandstande omregnes til et hydraulisk potentiale
ved at trække afstanden mellem toppen af piezometerrøret og
vandspejlet i piezometerrøret fra den indmålte kote på piezometerrørets
top (kap. 4.5 og 4.6)
Prøvetagningsfrekvens næringssalte: hver måned – evt hver 2. måned.
Piezometerrørene tømmes dagen forinden (f.eks. i forbindelse med
måling af vandstand).
Måleprogram for næringssalte:
-
+
NO - N, NH -N, Total-N (NB. total-kvælstof også på filtreret prøve),
3
4
3-
2-
PO -P, Total-Fe (filtreret prøve), SO , Cl 4
4
-
, pH, ledningsevne
Andet: Måling af hydraulisk ledningsevne (1 gang). Piezometerrørene
anvendes til måling af hydraulisk ledningsevne. Rørene tømmes
momentant for vand og sammenhørende værdier af vandstand og tid
registreres (se kap. 4.7 med eksempel). For hvert rør foretages målingen
tre gange.
Kommentar. Det præcise antal transekter og det præcise antal piezometerreder
langs et transekt vil afhænge af en konkret vurdering af
det pågældende projektområde (længde, bredde, homogenitet, m.v.)
Beregninger:
Vand- og stofbalancer for projektområdet
Denitrifikationsrater (Ar/N 2 metoden)
45

46
5 Stofbalance - synkronmålinger i
vandløb
5.1 Overvågningsdesign
Tilførslen af vand og stof til en vandløbsstrækning kan i princippet
bestemmes ud fra målinger af vandføringen og koncentrationen af
det pågældende stof på 2 stationer, henholdsvis opstrøms og nedstrøms
den pågældende vandløbsstrækning (se figur 2.6, Brede Å).
Forskellen i vandføringen mellem op- og nedstrøms målestation vil
være et mål for vandtilførslen til vandløbet fra det opland, der afvander
til vandløbet på den mellemliggende strækning. Samtidig vil
vandføringen multipliceret med stofkoncentrationen kvantificere
stoftransporten på måletidspunktet og forskellen mellem op- og nedstrøms
målestation vil være et mål for den samlede stoflevering fra
oplandet mellem de to målestationer. Synkronmålinger af vandføring
og stofkoncentration i en periode henholdsvis før og efter etablering
af et vådområde vil derfor kunne benyttes til at kvantificere eventuelle
ændringer af vand- og stofudledningen fra det retablerede vådområde.
I de tilfælde hvor synkronmålinger kan anvendes er det en relativt
simpel og resursemæssig overkommelig metode til at kvantificere
betydningen af retablerede vådområder for stofomsætning og eventuel
stoffrigivelse. Metoden forudsætter dog at en række betingelser
er opfyldt:
1) At det er muligt med tilstrækkelig sikkerhed at måle stoftransporten
før og efter det retablerede vådområde.
2) At den forventede stigning i stofomsætning/stoffrigivelse som
følge af det retablerede vådområde er væsentlig i forhold til stoftransporten
fra det opstrøms liggende opland.
3) At der ikke sker andre betydende ændringer i stoftilførslen fra
oplandet mellem de to synkronmålestationer end, hvad der stammer
fra det retablerede vådområde.
I afsnittet om dataindsamling er der angivet retningslinjer for, hvornår
metoden kan anvendes, og i afsnittet om statistisk design og
testgrundlag beskrives testmetode, og den nødvendige prøvetagningsfrekvens
angives.
Hvis det retablerede vådområde ligger øverst i vandsystemerne, dvs.
i små 1.ordens vandløb, og stofomsætningen/stoffrigivelsen som
følge af de gennemførte foranstaltninger kan forventes at medføre
store ændringer i stoftransporten i vandløbet kan der i stedet for synkronmålinger
gennemføres målinger ved en målestation. Anvendelse
af denne metode vil dermed kunne halvere resurseforbruget i forhold
til synkronmålinger. Igen kræver denne metode at det ovenfor
nævnte punkt 3 er opfyldt, nemlig at der ikke sker andre betydende
ændringer i stoftransporten end dem der stammer fra retableringen

af vådområdet, eller at der kan korrigeres for disse ved hjælp af andre
metoder.
5.2 Dataindsamling ved synkronmålinger i vandløb
Såfremt den pågældende vandløbsstrækning er hurtigt gennemskyllet
(lille opholdstid dvs. i praksis < 1 time) gennemføres målingerne
på de to vandløbsstationer som samtidige målinger (synkronmålinger).
Er opholdstiden længere skal der tages hensyn hertil i planlægningen
af måletidspunkterne ved op- og nedstrøms målestation, sådan
at der først måles opstrøms og derefter forskudt i tid med opholdstiden
ved den nedstrøms målestation. Resultaterne fra synkronmålingerne
anvendes til de efterfølgende beregninger af stoftilførslen
til vandløbet fra den mellemliggende vandløbsstrækning.
Den sikkerhed, hvorved man med synkronmålemetoden kan beregne
effekten af et retableret vådområde på stoftilførslen til et vandløb, vil
især afhænge af, hvor stor stoftilbageholdelsen er i forhold til stoftransporten
til strækningen mellem de to målestationer, dvs. fra vådområdet
og dets nedsivningsopland. Samtidig vil antallet af synkronmålinger
før og efter vådområdets retablering have betydning
for den sikkerhed, hvormed man kan teste for, om der er sket en ændring
eller ej. Endelig skal der tilvejebringes målinger over mindst en
periode af et år henholdsvis før og efter retableringen af vådområdet
for at kunne kvantificere vådområdets effekt for stoftilbageholdelse/frigivelse
under alle klimatiske forhold.
5.3 Statistisk redegørelse for synkronmåledesign og
testgrundlag
I det følgende er redegjort for, hvilket datagrundlag der skal tilvejebringes
for med statistisk sikkerhed at kunne påvise en ændret stoftilførsel
fra et potentielt vådområde til et vandløb og dermed påvise det
retablerede vådområdes stoftilbageholdelse. Redegørelsen er baseret
på overvejelser vedrørende forventet kvælstoftilbageholdelse, men
kan naturligvis gennemføres for alle stoffer, der ønskes overvåget,
herunder fosfor, jern, mv.
Gennemfører man synkronmålinger i en periode før og efter retablering
af et vådområde, kan ændringen i stofudledningen fra vådområdet
estimeres, og man kan teste, om ændringen er statistisk signifikant.
Beskrivelsen omfatter alene de statistiske principper og ikke,
hvilken måleteknik man skal anvende ved stationeringen. Den statistiske
test gennemføres på målinger af døgntransporter.
Følgende notation anvendes i beskrivelsen. Lad xi11 betegne
døgnstoftransporten målt før vådområdet og før retableringen og xi12 betegne døgnstoftransporten målt efter vådområdet og ligeledes før
retablering. På tilsvarende måde betegner xi21 og xi22 døgnstoftransporter
målt efter retablering. Indeks i angiver nummereringen af den
enkelte måling i undersøgelsesperioden. Og en undersøgelsesperiode
kan vare op til flere år. Dog skal perioden som nævnt minimum
dække de klimatiske betingede udsving i døgntransporterne.
47

48
Nu beregner man følgende differencer
( ) ( ) ⎟ ⎛ x ⎞
⎜ i12
d i1
= log xi12
− log xi11
= log ,
⎝ xi11
⎠
( ) ( ) ⎟ ⎛ x ⎞
⎜ i22
d i2
= log xi22
− log xi21
= log .
⎝ xi21
⎠
De enkelte døgnstoftransporter transformeres med den naturlige logaritme,
da erfaringen har vist at målinger af døgnstoftransporten
som oftest følger en log-normal fordeling. Derfor vil de transformerede
transporter følge en normalfordeling. Differencerne, der anvendes
i den statistiske analyse, beregnes som den naturlige logaritme til
den relative forskel mellem transporten efter og transporten før området.
For at beregne det nødvendige antal målinger før og efter retablering
gøres følgende antagelser. Det antages, at { di1} er uafhængige og
2
identisk normalfordelte med middelværdi µ 1 og varians σ . Tilsvarende
antages, at { di2} er uafhængige og identisk normalfordelte med
2
middelværdi µ 2 og varians σ . Nu kan antallet af målinger, der skal
tages både før og efter retablering beregnes udfra følgende formel
2 ⋅
n =
( Z + Z )
2α
δ
2
β
2
( Z + Z )
⋅σ
2 σ
2 ⋅ 2α
β ⋅100⋅
2
µ 1
=
,
2
⎛ µ 1 − µ 2 ⎞
100⋅
⎜
⎟
⎝ µ 1 ⎠
hvor δ = µ 1 − µ 2 . Antallet n rundes op til nærmeste hele tal og derefter
lægges 1 til. Beregningerne af n udføres med
2 ( Z ) = 6,
2
Z ,
2 α + β
hvilket kommer af at sætte signifikansniveauet α lig 0,05, som er
standard ved de fleste statistiske analyser. Samtidigt har vi sat styrken
1 − β lig 0,80 som ligeledes er en standardværdi. Parameteren α
angiver sandsynligheden for at forkaste nulhypotesen, hvis den i virkeligheden
er sand og 1 − β er sandsynligheden for at forkaste nulhypotesen,
hvis den er falsk. Nulhypotesen er i denne beskrivelse
og den alternative er
0 : µ 1 = µ 2
H ,
1
2
2
H : µ > µ .
A
2

Det vil sige der testes om { di1} og { di2} har samme middelværdi mod
den alternative hypotese om, at { di2} har en mindre middelværdi end
{ d i1}
, svarende til en større tilbageholdelse efter retablering af vådområdet.
I tabel 5.1 har vi angivet antallet af nødvendige målinger ved
forskellige værdier af ændringer i differencen mellem ned- og opstrømstransporter
og for forskellige niveauer af variansen.
Tabel 5.1 Antallet af målinger af døgnstoftransporter.
Estimeret ændring i Variansen i differensen Antal målinger n,
stoftransportdifference angivet som % af kvadre- efter afrunding og
målt i procent af differet difference i døgnstof- addition af 1
rence i døgnstoftranstransport før retablering
port før retablering
⎛ µ − ⎞
⋅
⎜ 1 µ 2
100
⎟
⎝ µ 1 ⎠
2
σ
100 ⋅
2
µ 1
25 50 101
25 100 200
25 200 398
50 50 26
50 100 51
50 200 101
80 50 11
80 100 21
80 200 40
100 50 8
100 100 14
100 200 26
De estimerede procentvise ændringer i døgnstoftransportdifferencen
som er listede i tabel 5.1 angiver forventelige værdier (se Brede Å
eksemplet tidligere i anvisningen). Erfaringstal fra synkronmålinger i
forbindelse med Brede Å restaureringen samt synkronmålinger i
Gjern Å systemet viser, at variansen angivet som % af den kvadrerede
difference i døgnstoftransport typisk er af en størrelse, som er angivet
i tabel 5.1.
Den statistiske test for en signifikant ændring i differencen i
døgnstoftransporter udføres som en Student’s t-test. Før man udfører
t-testen bør man teste om de to varianser er af samme størrelse. Til
det anvendes en F-test, som beregnes ved
⎧ 2
s1
2 2
⎪ , hvis s1
> s
2
2
⎪s
F = 2
⎨
,
2
⎪s
2
2 2
, hvis s2
> s1
⎪ 2
⎩s1
2
hvor s j er den estimeret varians enten før (j=1) eller efter (j=2) retablering.
Variansen estimeres ved
s
2
j
=
n j
∑
i=
1
( d − µ ˆ )
ij
n
j
− 1
j
2
, j = 1,
2 ,
49

50
og hvor n j er antallet af målinger før eller efter retablering og
n j
1
n ∑
j i=
1
ˆµ = d .
j
Som udgangspunkt er n 1 = n2
, men hvis der opstår problemer med
prøvetagningen så kan der ske det at der ikke måles lige mange gange
før og efter retablering. F-værdien skal vurderes i en F-fordeling
med ( n1 −1, n2
−1)
-frihedsgrader med et signifikansniveau på 5%. Nu
kan t-testen udføres og hvis ( µ ˆ 1 − ˆ µ 2 ) er nul eller negativ så accepteres
nulhypotese, hvis ( µ ˆ 1 − ˆ µ 2 ) er positiv og varianserne er ens så beregnes
hvor
t =
s
2
2
⋅
µ ˆ − µ ˆ
[ ( n + n ) ( n ⋅ n ) ]
1
1
2
2
2 ( n −1)
+ s ⋅ ( n −1)
2 s1
⋅ 1 2 2
s =
.
n + n − 2
Værdien af t skal vurderes i en t-fordeling med ( + n − 2)
frihedsgrader med et signifikansniveau på 5%.
Hvis varianserne er forskellige så beregnes
t′
=
1
1
2
1
1
2
µ ˆ − ˆ µ
s
n
2
2
2
s
+
n
Antallet af frihedsgrader beregnes som
⎛ 2 2 ⎞
⎜
s1
s2
+ ⎟
⎜ ⎟
⎝ n1
n2
v ′ =
⎠
,
2 2
⎛ 2 ⎞ ⎛ 2 ⎞
⎜
s1
⎟ ⎜
s2
⎟
⎜ ⎟ ⎜ ⎟
⎝ n1
⎠ ⎝ n2
+
⎠
2
ij
( n − ) ( n −1)
1
1 2
2
1
.
2
,
n -
hvor v′ afrundes ned til nærmeste hele tal. t′ vurderes i en tfordeling
med v′ frihedsgrader (efter nævnte afrunding) med et signifikansniveau
på 5%.
Taleksempel: Som et eksempel på ovennævnte beregning af test har
vi anvendt data fra synkronmålinger i Brede Å i forbindelse med restaureringen
af denne i perioden 1994-1997.
Eksemplet er delvist konstrueret idet der er ændret på gennemsnitsværdierne
for differencerne.
1
2

Da datamaterialet i dette eksempel består af 39 døgntransporter før
restaurering og 36 efter restaurering, så designet er næsten balanceret.
For døgntransport af nitrat-N estimeres variansen, σ 2
, til 0,0090
før restaurering og til 0,0133 efter. I gennemsnit har differencerne
{ di1} været 0,137 og tilsvarende har { di2} været 0,121. Før vi udfører ttesten
tester vi om de to varianser er ens. Dette gøres ved at beregne
2
s2
0,
0133
F = = = 1,
48 .
s 0,
0090
2
1
Værdien skal vurderes i en F-fordeling med (38,35)-frihedsgrader. Pværdien
bliver større end 5% så vi accepterer hypotesen om ens varianser.
Nu kan t-testen beregnes og vi får
og
s
2
0,
0090⋅
38 + 0,
0133⋅
35
=
=
39 + 36 − 2
0,
0111
t =
0,
137 − 0,
121
⎡39
+ 36⎤
0,
0111⋅
⎢ 39 36 ⎥
⎣ ⋅ ⎦
= 0,
6557 .
Det skal vurderes i en t-fordeling med 73 frihedsgrader. Testsandsynligheden
er 25%, så nulhypotesen om ens differencer accepteres.
Der er således ikke sket en ændring i nitrat-N tilbageholdelsen.
Af ovenstående gennemgang fremgår det, at synkronmålinger kun
kan forventes anvendt når det retablerede vådområde forventes at
have en rimelig stor effekt samt når effekten set i relation til stoftransporten
fra oplandet mellem de to synkronmålestationer er stor.
Før man lægger sig fast på, om synkronmålinger kan anvendes som
overvågningsdesign, er det nødvendigt at gennemføre en analyse af
den forventede årlige effekt af det retablerede vådområde overfor
specielt kvælstofomsætning og sammenholde denne med den forventede
gennemsnitlige årlige kvælstoftransport i vandløbet fra oplandet
mellem de to påtænkte synkronmålestationer. Dette kan gøres
som beskrevet i kapitel 3. Samtidig er det nødvendigt med vurderinger
af variansen i differencen mellem synkronmålingerne for det enkelte
stof og forholde denne til differencen i døgnstoftransporten før
retablering. Da dette er umuligt før der er indsamlet data hertil anbefales
det at benytte det eksisterende erfaringsgrundlag. I tilfældet
Brede Å viser de gennemførte synkronmålinger, at der for kvælstof
kan anvendes en varians på 100% og for fosfor og total jern på 200%.
Det betyder at hvis effekten af det retablerede vådområde er en 80%
omsætning af kvælstof i vådområdet så skal man gennemfører 21
synkronmålinger i perioden før og 21 synkronmålinger i perioden
efter vådområdets retablering (tabel 5.1). For fosfor er det tilsvarende
antal synkronmålinger 40.
For at få et estimat af stoftilbageholdelsen på årsplan skal overvågningen
baseres på mindst et års overvågning før og efter retablerin-
51

52
gen af vådområdet og det fornødne antal prøver jf. tabel 5.1 skal fordeles
jævnt over året eller eventuelt ud fra overvejelser over, hvornår
kvælstoftilbageholdelsen er relativt størst, og da med hyppigst prøvetagning
i disse perioder.
5.4 Stationering, prøvetagning og databehandling
I vandløb hvor synkronmetoden skal anvendes oprettes stationer som
skitseret i figur 5.1. Målestationerne vælges så der er optimale forhold
for gennemførelse af vandføringsmålingen (tværsnit uden grødevækst,
andre forhindringer og uden dobbeltprofil) og udtag af opblandet
vandprøve. Vandføringsmålingen gennemføres som beskrevet
i gældende forskrifter fra Fagdatacenter for Hydrometri og udtagning
af vandprøver skal følge de forskrifter, der i øvrigt gælder for
NOVA 2003. I vandløb foretages målinger af øjebliksvandføringen
samtidig med udtagningen af prøver til vandkemisk analyser. De
vandkemiske analyser omfatter de stoffer som ønskes overvåget.
Vandkemiske analyser gennemføres efter de generelle forskrifter for
NOVA 2003. Øjebliksvandføring og stoftransport ved synkronmålestationerne
eller enkeltmålestationer beregnes efter de gængse forskrifter
herfor udgivet af Fagdatacenter for Hydrometri og Fagdatacenter
for Ferskvand.

6 Stofbalance - søer
6.1 Målinger/estimater til brug ved beregning af
vand og stofbalancer for søer
Hvis man ønsker en præcis opgørelse af stoftabet i en sø, skal man
måle på hovedparten af den tilførte og fraførte vand- og stofmængde
samt stofkoncentrationer i søen. Ønskes en sæsonbeskrivelse af stoftabet
er kravet til målinger endnu højere.
Herudover skal man kende oplandets størrelse samt arealanvendelse
og jordtype i oplandet. Hvis der er punktkilder i oplandet registreres
disse, og oplysninger om vand- og stofudledningen herfra indsamles.
Oplandsbeskrivelsen er nærmere beskrevet i Kronvang et al. (1998), se
også afsnit kap 5 (vandløbsafsnittet).
Vandføringen estimeres/måles enten ved punktmålinger af vandføringen
(vingemålinger) samtidigt med de vandkemiske målinger eller
ved punktmålinger suppleret med kontinuert vandstandsmåling.
Stofkoncentrationerne måles med 12-26 prøver pr. år. Hvor hyppigt
man aktuelt skal måle afhænger af variationerne i vandføringen
(Kronvang og Rebsdorf, 1988; Kronvang og Bruhn, 1990). Målinger af
vandkvaliteten i søen foretages 19 gange i løbet af året (2 x pr. mdr i
maj-september og 1 x pr. mdr i resten af året), hvis man ønsker et
detaljeret billede af sæsonvariationen. Mindre detaljerede overvågningsprogrammer
er beskrevet i Søndergaard et al. (1999). Vand- og
stoftransport opgjort således kaldes ”målt”. Vand- og stoftransporten
fra resten af oplandet kaldes ”umålt”, den umålte vand- og stoftransport
opgøres ved at anvende så gode estimater fra oplande med
sammenlignelig arealanvendelse og jordtype (Wiggers et al, 1994;
Kronvang et al, 1998).
Hvis der ikke måles i tilløb svarer dette til at det umålte opland er
100%. Måles der ikke i afløbsvandet estimeres vandmængden udfra
tilførslen og som estimater for afløbskoncetrationer anvendes søkoncentrationerne.
Nedenstående opstilling kan gennemføres uafhængigt af hvor stor
en del af vand- og stoftransporten, der aktuelt er målt på.
6.2 Opstilling af vand- og stofbalancer for søer
Metoderne tager udgangspunkt i at der er målt vand- og stoftransport
i såvel på tilløb som afløb, og herudover stofkoncentrationer i
søen. Er dette ikke tilfældet må man i stedet anvende de bedst mulige
estimater for det umålte.
For at kunne opstille pålidelige massebalancer er det vigtigt, at der
måles på en betydelig del af det vand, som tilføres og fraføres søen.
Balancen opstilles herefter ved en årlig (evt. månedlig) afstemning af
vandbalancen på baggrund af estimater for vand- og stoftransporter,
53

54
oplysninger om oplandsstørrelser, nedbør og fordampning samt direkte
tilledninger til søerne (terminologi og beregningerne er summeret
i box 1 og 2).
Vandbalancen kan således opgøres årligt (evt. månedsvis) som:
Q målt + Q umålt + Q nedbør + Q indsivning = Q afløb + Q fordampning + Q udsivning + ∆ volumen (1)
Q er summen af målte tilløb (målt opland), Q er ikke-målt be-
målt umålt
regnet tilløb (umålt opland), ofte beregnet ved simpel oplandskorrektion
til det målte tilløb, Q er den målte nedbør gange 1,16, og
nedbør
Q er den potentielle fordampning gange 1,1, Q er det målte
fordampning afløb
afløb. ∆ er ændring i søvolumen. Henholdsvis Q eller Q volumen indsivning udsiv-
ning
er derefter beregnet ved afstemning af ovenstående ligning (1), og
der er således tale om et nettoresultat. Enten Q indsivning eller Q udsivning må
nødvendigvis antages at være 0 i den givne måned. Årsbalancer er
herefter beregnet ved summering af de enkelte måneders resultater.
Hvis der mangler målinger på nogle af leddene må disse således erstattes
med de bedst mulige estimater.
En fare ved beregningen af grundvandsudvekslingen (Q og Q indsivning ud-
) som en differens mellem de målte og estimerede størrelser er
sivning
naturligvis, at metoden akkumulerer eventuelle usikkerheder eller
fejl i dette ligningsled.
Såfremt geologien, vandstandsende lerlag i undergrunden eller andet
taler for at der ikke vil være en væsentlig grundvandsudveksling
med søen, kan såvel udsivning som indsivning med fordel sættes til
0.
Efter opstillingen af vandbalancerne er stofbalancerne (for stof S) beregnet
efter samme princip som (1):
Til_S - S søretention = Afl_S + ∆ magasin _S (2)
hvor
Til_S =Til_S målt +Til_S umålt + Til_S direkte + Atm_S + Indsiv_S (3)
og
Afl_S = Afl_S målt + Udsiv_S (4)
∆ magasin _S er ændringen i stofindholdet over måneden. Til_S er den
samlede stoftilførsel fra det målte opland (Til_S målt ), umålt opland
(Til_S umålt ), direkte spildevandstilledninger (Til_S direkte ), atmosfærisk
deposition (Atm_S) og beregnet udsivning (Udsiv_S). Samlet stoffraførsel
(Afl_S) er summen af målt fraførsel i afløbet (Afl_S målt ) og beregnet
udsivning (Udsiv_S). Retentionen af stof i søen (S søretention ) er
dermed eneste ubekendte led og kan beregnes ud fra (2).

Stofbalancerne er således opgjort ved at tildele de enkelte komponenter
i vandbalancen enten målte eller estimerede stofkoncentrationer,
samt ved at addere bidrag fra direkte punktkilder. Såvel Qumålt som Q tildeles som udgangspunkt den koncentration, der er
indsivning
fundet i det målte tilløb, Q er som udgangspunkt tildelt søvan-
udsivning
dets koncentration. For nedbøren, Atm_S, anvendes standardværdierne:
15 kg N ha -1
år -1
og 0,1 kg P ha -1
år -1
.
Ved beregning af absolutte stofretentioner korrigeres der for magasinændringer
i søvolumenet. De relative tilbageholdelser (retentionsprocenter)
kan beregnes både som procent af den samlede tilførsel og
som procent af den samlede stofmængde til rådighed for retention,
dvs. som procent af den tilførte mængde samt den tilstedeværende
mængde i søvolumenet ved beregningsperiodens start.
6.3 Stoftilbageholdelse
Stoftilbageholdelserne af kvælstof og fosfor er høje i danske søer, som
er i ligevægt med den eksterne belastning. Tabel 6.1 og 6.2 giver typiske
værdier på baggrund af data fra søer i vandmiljøplanens overvågningsprogram.
Med hensyn til fosfor er tallene ikke udtryk for
fosfortilbageholdelsen ved ligevægt. Den vil være højere end den der
er angivet i tabel 6.2, da nogle af de søer der danner grundlag for tallene
formodentlig ikke er i ligevægt med deres nuværende eksterne
fosfortilførsel.
Tabel 6.1 Typiske værdier for kvælstoftilbageholdelsen i søer (fra Jensen et
al., 1997).
Gns. Min 25% Median 75% Max
Total kvælstof (mg N m -2
d -1
) 119 17 44 102 152 312
Total kvælstof (% af tilløb) 36 7 20 29 59 72
Total kvælstof (% af tilløb +
søpulje)
30 7 19 27 42 61
Tabel 6.2 Typiske værdier for fosfortilbageholdelsen i søer. Bemærk, at en del
af søerne er ikke i ligevægt med deres nuværende eksterne belastning, ved
ligevægt vil retentionen øges (fra Jensen et al., 1997).
Gns. Min 25% Median 75% Max
Totalfosfor (mg P m -2
d -1
) 0,78 -6,55 -0,79 0,14 1,4 17,1
Totalfosfor (% af tilløb) 4.8 -51,8 -13,4 -0,6 22,6 87,6
Totalfosfor (% af tilløb + søpulje)
5,8 -43,9 -11,7 1,7 21,8 85,0
Hvis man ikke har mulighed for at opstille en egentlig massebalance
for en sø, og har målt eller kan give et skøn for vandgennemstrømningen,
kan man på baggrund af vandets opholdstid give erfaringsmæssige
estimater for tilbageholdelsen af kvælstof og fosfor:
Kvælstoftab (Jensen et al., 1997): N ret (%)=42,1+17,8*log 10 (t w )
55

56
Fosfortab (Vollenweider, 1976): P ret (%)=100*(1-(1/(1+√t w )).
Udover opholdstiden kan den biologiske struktur i søerne også påvirke
stoftilbageholdelsen (Jensen et al., 1996). F.eks. vil søer med en
stor udbredelse af undervandsplanter generelt have en højere stoftilbageholdelse
end søer uden undervandsplanter.
6.4 Vandkvalitet
De aktuelle målinger i søen giver et øjebliksbillede af vandkvaliteten.
Hvis søen ikke skønnes at være i ligevægt med den aktuelle fosfortilførsel
kan der ved hjælp af erfaringsmodeller gives et estimat for
vandkvaliteten ved ligevægt (box 3). De samme modeller kan benyttes
ved projektering af en sø til at give et estimat for den fremtidige
vandkvalitet i en sø.
Prøvetagning og analyseprogram til beskrivelse af vandkvalitet og
evt. biologisk struktur er beskrevet i Søndergaard et al., 1999. Der kan
vælges forskellige analyseprogrammer og prøvetagningsfrekvenser
afpasset til formål og ambitionsniveau.
Til hjælp ved vurdering af natur- og miljøkvaliteten kan man evt.
anvende ”indikatorsystemet” i Jensen og Søndergaard, 1998. For en
beskrivelse af de typiske biologiske succesioner i en nydannet sø kan
der henvises til Søndergaard og Jeppesen (1991).
Overvågning
Overvågningen af retablerede søer skal følge NOVA 2003 (Miljøstyrelsen,
2000). Overvågningsprogram og priser kan findes i kapitel 12.

Box 1. Definition på begreber i forbindelse med vand- og stoftilførsler og stoftilbageholdelse.
Vandtilførsel: Ud fra vandtilførslen (Q , 10 til 6
m 3
år -1
) samt en sø’s overfladeareal (A, km 2
) og vandvolumen
(V, 10 6
m 3
) kan to karakteristiske variable beregnes:
T w =V/Q til , vandets opholdstid eller vandskiftet pr. år (år)
q =Q /A, hydraulisk belastning eller afstrømningshøjde (m år s til -1
)
Stoftilførsel: Ud fra stoftilførslen (S , tons år til -1
) samt de ovennævnte variable:
L s =S til /A, arealspecifik belastning med stoffet S (g S m -2
[S] =S /Q , vandføringsvægtet indløbskoncentration (mg S l i til til -1
)
år -1
( evt. mg S m -2
dag -1
))
Stoftilbageholdelse: Ud fra stoftilførslen (S , tons år til -1
) og stoffraførslen (S , tons år fra -1
) samt en evt.
ændring i stofpuljen i søvandet med fortegn (∆S, tons) og puljen i søvandet ved årets begyndelse
(S ) beregnes:
sø
S =S -S -∆S, stoftilbageholdelse også kaldet stofretention (S , tons år ret til fra ret -1
)
S *
ret =S /A, arealspecifik stoftilbageholdelse (g S m-2 år ret -1
( evt. mg S m -2
dag -1
))
S ret (%)=100*S ret /S til , tilbageholdelse i procent af stoftilførsel (%)
S ret (%) *
=100*S ret /(S til +S sø ), tilbageholdelse i procent af potentiel mængde (søpulje+stoftilførsel)
(%)
57

Box 2. Opstilling og beregning af vand- og stofbalancer.
Vandbalance:
Vandbalancen for søerne kan opgøres enten månedsvis eller på årsbasis som (Q: vandtransport):
Q målt +Q umålt +Q nedbør +Q indsivning = Q afløb + Q fordamgning +Q udsivning +∆ volumen
hvor Q målt er summen af målte tilløb (målt opland), Q umålt er ikke målt beregnet tilløb (umålt opland),
Q nedbør er nedbør, Q fordampning er fordampning, Q afløb er det målte afløb. ∆ volumen er en eventuel
ændring i søens vandvolumen. Udvekslingen med grundvandet, henholdsvis Q eller Q indsivning udsiv-
er derefter beregnet ved afstemning af ligningen, og der er således tale om et nettoresultat.
ning
Enten Q eller Q må nødvendigvis være 0 i den givne måned eller år.
indsivning udsivning
Efter opstilling af vandbalancen kan en stofbalance (for stof S) beregnes efter samme princip på
måneds- eller årsbasis:
S til -S ret =S afløb,samlet +∆ magasin (S)
hvor
S til = S til, målt + S til, umålt + S til, direkte punktkilder +S nedbør +S indsivning
og
S afløb, samlet = S afløb, målt + S udsivning
∆ magasin (S) er en eventuel magasinændring af S i søen gennem perioden.
S til er den samlede stoftilførsel til søen, den er summen af målt tilløb (S til, målt , stoftransport fra
målt opland) og umålt tilløb S til, umålt , stoftransport fra umålt opland) og eventuelle direkte stofudledninger
til søen (S til, direkte punktkilder ) og stoftilførslen via atmosfæren (S nedbør ) og evt. indsivningen
af stof fra grundvandet (S indsivning ).
S afløb, samlet er den samlede stoffraførsel fra søen, den er summen af målt afløb (S afløb, målt ) og evt. udsivningen
af stof fra søen (S udsivning ).
S ret er tilbageholdelsen af stof i søen (S ret >0) eller frigivelsen af stof fra søen (S ret

Box 3. Beregning af forventet vandkvalitet i en sø udfra simple erfaringsmodeller (Kristensen et al.,
1990; Jensen et al., 1997).
Der er udfra samlinger af danske sødata hos Danmarks Miljøundersøgelser, Afd. for sø- og fjordøkologi,
udarbejdet en række simple erfaringsmodeller, der kan give estimater for vandkvaliteten i en sø
på baggrund af oplysninger om den forventede vand- og stoftilførsel.
Forudsætninger
Beregningerne forudsætter, at man har et estimat for den årsgennemsnitlige indløbskoncentrationen af
totalfosfor ([P] i ) og indløbskoncentrationen af totalkvælstof ([N] i ) samt søens forventede vandopholdstid
(t w ). Og eventuelt søens middeldybde (Z)
Beregning af årsgennemsnitlig fosforkoncentration i søen (Vollenweider, 1976):
[P] sø =[P] i /(1+√t w )
enheden er µg P 1 -1
for fosfor og år for opholdstid.
Beregning af årsgennemsnitlig kvælstofkoncentration i søen (Jensen et al, 1993):
-0.14
[N] = 0.37*[N] *t sø i w
enheden er mg N 1 -1
for kvælstof og år for opholdstid.
Beregning af kvælstoftab i søen (Jensen et al., 1997):
N ret (%)=42,1+17,8*log 10 (t w )
enheden er år for opholdstid.
Beregning af fosfortab i søen (Vollenweider, 1976):
P ret (%)=100*(1-(1/(1+√t w )).
enheden er år for opholdstid.
Beregning af sommergennemsnitlig sigtdybde i søen (Jensen et al., 1997):
-0.57
Sigt=0.36*[P] sø
i lavvandede søer er det hensigtsmæssigt at korrigere for resuspension:
-0.59
Sigt=0.27*[P] *Z sø
0,27
enheden er m for sommergennemsnitlig sigtdybde, mg P l-1 for årsgennemsnitlig totalfosfor, m for
middeldybde
Beregning af sommergennemsnitlig klorofylkoncentration i søen (Jensen et al., 1997) :
-0.6
Chla=311*[P] sø
enheden er µg 1 -1
for sommergennemsnitlig klorofyl, mg P l -1
for årsgennemsnitlig totalfosfor.
Herudover findes der yderligere en række emperiske sammenhænge for biologisk respons, der vil
kunne anvendes ved yderligere beregninger (undervandsplanters dybdegrænse, plante- og dyreplankton,
fisk mv); se Jensen et al., 1997.
59

60
Naturindhold
Terrestrisk vegetation

7 Baggrund, principper for overvågning
7.1 Formål
Overvågningen har til formål at overvåge effekten af retablering af
vådområder på den terrestriske vegetation. Overvågningen er tilrettelagt,
så der både registreres ændringer i vegetationen på eksisterende
naturarealer samt udviklingen af ny natur på tidligere omdriftsarealer
og græsmarker. Endvidere vil det være muligt at koble
ændringer i vegetationen til fysisk-kemiske forhold samt ændret arealanvendelse
på arealer med ekstensiv eller intensiv overvågning.
7.1.2 Overordnet metode
Overvågningen af den terrestriske vegetation omfatter 3 overvågningsstrategier:
1. En basis vegetationsovervågning der vil blive iværksat i alle projektområder.
2. En ekstensiv overvågning der vil blive gennemført i 10-15 projektområder.
3. En intensiv overvågning der vil blive gennemført i 2-3 projektområder.
Ved valg af undersøgelsesfrekvens skal der tages højde for, hvor stabile
de undersøgte naturtyper er. Der forventes en hurtig vegetationsændring
i de første år efter indgrebet på de eksisterende naturarealer,
og vegetationsovervågningen bør derfor undersøges allerede det
1. og det 3. år. Herefter bør overvågningen foretages hvert 5. år. Vegetationsændringerne
på de tidligere omdriftsarealer og græsmarker
formodes at foregå meget tilfældigt, og 1. undersøgelse bør foretages
efter 3 år. Herefter bør vegetationen overvåges hvert 5. år.
Nedenstående skemaer sammenfatter hvilke elementer, der skal
overvåges samt frekvens.
Basisovervågning af terrestrisk vegetation
I alle projektområder laves en basisovervågning af vegetationen.
Registrering Frekvens
Arealbeskrivelse Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
hvert 5. år
Kvantitativ vegetationsanalyse på Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
eksisterende naturarealer
hvert 5. år
Jordbundsbeskrivelse Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
hvert 5. år
Interview af lodsejere 1 gang årligt
Ekstensiv overvågning af terrestrisk vegetation
Ekstensiv overvågning foretages i 10-15 projektområder.
61

62
Registrering Frekvens
Arealbeskrivelse Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
hvert 5. år
Kvantitativ vegetationsanalyse på Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
eksisterende naturarealer
hvert 5. år
Jordbundsbeskrivelse Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
hvert 5. år
Interview af lodsejere 1 gang årligt
Måling af grundvandsstand Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
hvert 5. år
Historiske oplysninger 1 gang
Intensiv overvågning af terrestrisk vegetation
Intensiv overvågning foretages i 2-3 større projektområder .
Registrering Frekvens
Arealbeskrivelse Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
hvert 5. år
Kvantitativ vegetationsanalyse på Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
eksisterende naturarealer
hvert 5. år
Kvantitativ vegetationsanalyse på Før retablering og 3. år, herefter hvert
omdriftsarealer og kulturgræsmarker
5. år
Jordbundsbeskrivelse Før retablering og 1. år, 3. år, herefter
hvert 5. år
Interview af lodsejere 1 gang årligt
Måling af grundvandsstand Før retablering og 1. år,3. år, herefter
hvert 5. år
Historiske oplysninger 1 gang
7.2 Metoder til arealbeskrivelse
I alle projektområder laves en arealbeskrivelse. Projektområdet deles
ind i naturligt afgrænsede parceller. Parcel-størrelsen angives. Der
foretages en arealbeskrivelse i hvert enkelt parcel. Det angives endvidere,
om parcellen er registreret som §3-område.
Arealbeskrivelsen foretages inden retableringen samt 1. og 3. år efter
retableringen. Herefter bør arealbeskrivelsen foretages hvert 5. år. Til
arealbeskrivelsen benyttes digitaliserede kort fra forundersøgelsen.
Til hjælp til identifikation af arealtyper kan flyfotos mv. anvendes.
Arealbeskrivelsen skal anvende de beskrevne temaer i Areal Informations
Systemet - AIS (bilag 7.2; Nielsen et al., 2000).
Inden for korttemaerne : 4110, 4112, 4120, 5123 (forskellige ferske
vådområder) samt korttemaerne: 3100, 3110, 3120, 3130 (forskellige
skovtyper) skal der laves en mere detaljeret beskrivelse af plantesamfundene.
Denne beskrivelse gives som supplement til korttemabetegnelsen
på kortene. Efterfølgende vegetationsanalyser tager udgangspunkt
i plantesamfundene og ikke i indtegnede korttemaer (se
afsnit 7.3 og 7.3.1).
Parceller inden for korttemaerne : 4110, 4112, 4120 og 5120 skal karakteriseres
som en af nedenstående typer ud fra plantesamfundene
beskrevet i bilag 11.11:

• Kultureng
• Kalkkær
• Meso-eutrof kær
• Oligotrof kær
Parceller inden for korttemaerne: 3100, 3110, 3120, 3130 skal karakteriseres
som en af nedenstående typer ud fra plantesamfundene beskrevet
i bilag 7.1:
• Askesump
• Ellesump
• Pilesump
• Mose-bunke birkeskov
• Blandet skov
• Nåleskov
7.3 Metoder til kvantitativ vegetationsanalyse
I basisovervågningen og den ekstensive overvågning foretages kvantitative
vegetationsanalyser på arealtyperne: overdrev (korttema
3210), hede (korttema 3220), fersk vådområde (korttema 4110, 4112,
4120, 5123; omfatter kultureng, kalkkær, meso-eutrof kær og oligotrof
kær) samt skov (korttema 3100, 3110, 3120, 3130; omfatter askesump,
ellesump, pilesump, mose-bunke birkeskov, blandet skov, nåleskov).
Vegetationsanalyserne foretages inden retableringen samt 1. og 3. år
efter retableringen. Herefter foretages der en analyse hvert 5. år.
I intensive projektområder foretages endvidere vegetationsanalyser
for arealtyperne: arealer i omdrift og kulturgræsmarker. Vegetationsanalyserne
foretages inden retableringen samt 3. år efter retableringen.
Herefter foretages der en analyse hvert 5. år.
7.3.1 Permanente prøvefelter
Inden for arealtyperne overdrev, hede, samt kultureng, meso-eutrof
kær, oligotrof kær og kalkkær samt askesump, ellesump, pilesump,
mose-bunkebirkeskov, anden løvskov og nåleskov placeres 3-6 permanente
prøvefelter, så variationen i vegetationen og de forventede
ændringer i det hydrologiske regime dækkes bedst muligt. Det forventede
hydrologiske regime efter retableringen vurderes ud fra områdets
placering i forhold til vandløbet, ådalsskrænten, områdets topografi
m.m. (kapitel 2). Prøvefelterne kan f.eks. lægges i et transekt
fra vandløbet og op i ådalen.
Der skal som minimum være 16 m mellem prøvefelternes centrum.
Det eksakte antal prøvefelter afhænger af arealtypen, som anført i
omstående skema.
Frekvensanalyser
Det enkelte permanente prøvefelt udgøres af en cirkel på 49 m 2
. Prøvefeltets
placering beskrives vha. UTM-koordinater (GPS). Det permanente
prøvefelt indtegnes på kortet, hvor arealtyperne er indtegnet.
På arealer, der forventes at blive permanent vanddækket efter
retableringen, er der ingen grund til markering af prøvefeltet.
63

64
Arealtype Antal prøvefelter á 49 m 2
Overdrev 3
Hede 3
Fersk vådområde
• Kultureng
• Meso-eutrof kær
• Oligotrof kær
• Kalkkær
Skov
• Askesump
• Ellesump
• Pilesump
• Mose-bunkebirkeskov
• Anden løvskov
• Nåleskov
Der udlægges 4 tilfældigt placerede 1x1 m kvadrater inden for hver
prøvefelt. Kvadratet er underinddelt i 16 felter (Økland, 1990). Arternes
tilstedeværelse inden for hvert af de 16 felter noteres. Herefter
kan arternes frekvenser i hvert kvadrat beregnes. Efterfølgende markeres
to af de fire kvadrathjørner med en metalpind (i jorden så de
ikke stikker op), så den eksakte position kan genfindes. Hyppigheden
af supplerende arter i det store prøvefelt noteres vha. van der Maarels
skala (se nedenfor; van der Maarel 1979).
Dækningsgradsanalyser
I meget høj busk- og urtevegetation med dominans af enkelte store
arter er det nødvendigt at supplere frekvensanalyserne med en dækningsgradsanalyse
i de permanente kvadrater (Økland, 1990). Plantearternes
hyppighed registreres ved brug af van der Maarels-skala.
van der Maarels skala :
1 = 1 individ som dækker mindre end 5 %
2 = 2 til 5 individer som dækker mindre end 5 %
3 = 6-20 individer som dækker mindre end 5 %
4 = >20 individer som dækker mindre end 5 %
5 = arten dækker fra 5 til 12,5 %
6 = arten dækker fra 12,5 til 25 %
7 = arten dækker fra 25 til 50 %
8 = arten dækker fra 50 til 75 %
9 = arten dækker mere end 75 %
Som adskilte individer regnes skud eller skudansamlinger (f.eks. tuer),
hvis rodfæste er fysisk adskilt fra andre skud.
Bestandsstørrelser
For alle A- og B-arter fra Atlas Flora Danica taxonliste (Hartvig et al.
1992) skal bestandsstørrelserne opgøres. Hvis der er tale om få individer
(1-25) angives det nøjagtige antal, mens et større antal individer
opgives efter en grov skala: 25-100, 100-500, 500-1000 og >1000. For
nogle arter er det ikke muligt at operere med individer. Her angives
antallet af kolonier/bestande samt den omtrentlige arealdækning (i
m 2
).
3
6
3
3
3
3
3
3
3
3

Registrering af trælaget
Inden for de forskellige skovtyper foretages en række supplerende
analyser af trælaget. Inden for det permanente prøvefelt (på 49 m 2
)
registreres alle træer og buske med en diameter på mere end 3 cm i
brysthøjde (DBH) med hensyn til:
• Art
• DBH (diameter i brysthøjde)
• Højde (i flg. højdeklasser: 1600 cm).
For flerstammede træer (tveger) noteres DBH og højde for alle stammer.
For træer og buske med diameter på mindre end 3 cm i brysthøjde
angives et ca. antal samt et højdeinterval (f.eks. pil: 15 stk. 0,5-
2,5 m).
Artsbestemmelse og navngivning
Artsbestemmelse af karplanter foretages ved hjælp af Dansk Feltflora
(Hansen 1981), De Danske Halvgræsser (Schou, 1993) og Nøgle til
Bestemmelse af danske Græsser i blomsterløs Tilstand (Gröntved og
Sørensen, 1941). Navngivningen følger Dansk Feltflora (Hansen, 1981).
Mosser, laver og svampe er ikke inkluderet i overvågningsprogrammet,
da prøvetagningsmetoderne er tidskrævende, og artsbestemmelsen
vanskelig.
7.3.2 Fotodokumentation
Som dokumentation for vegetationsanalyserne og for at give et supplerende
sammenligningsgrundlag for fremtidige analyser, foretages
en fotografisk registrering af vegetationen samtidig med vegetationsanalyserne.
Som minimum tages et oversigtsbillede af den ensartede
vegetationsflade og et nærbillede af det 49 m 2
store prøvefelt. Der
anvendes landmålerstokke eller lign. til markering af prøvefeltet, så
den omtrentlige vegetationshøjde kan ses på billederne. Billederne
tages i farver så vidt muligt med samme kamera, linse og filmtype
hver gang. Hvis der benyttes digitalt kamera benyttes samme opløsning
samt filformat.
7.4 Metoder til overvågning af hydrologi, jordbund
og menneskelige påvirkninger
Vegetationsanalyserne suppleres med en overvågning af hydrologi
og jordbund samt en undersøgelse af arealernes historiske arealanvendelse.
Jordbundsbeskrivelse
På alle projektområder foretages der i forbindelse med vegetationsanalyserne
en beskrivelse af jordbundsprofilet, vha. jordspyd i alle
permanente vegetationsprøvefelter. Disse prøver er supplement til de
jordbundsbeskrivelser, der foretages ved piezometerrederne. Jordbundsbeskrivelsen
foretages i centrum af det 49 m 2
store permanente
prøvefelt. Her registreres:
• Førnelagets tykkelse (dvs. den uomsatte øvre del af jordbundsprofilet)
• Tørveholdige jordlags tykkelse
65

66
• Jordtype (grovsandet, finsandet, sandblandet ler, ler, ifølge Jordklassificering
Danmark) (Madsen et al., 1992).
• pH (H 2 O) - metode findes beskrevet i Sørensen og Bülow-Olsen
(1994).
Jordbundskemi
På projektområder omfattet af basisovervågningen udtages kun 1
jordprøve umiddelbart uden for hvert af de 4 1x1 m kvadrater inden
for hvert 49 m 2
store prøvefelt. På arealer omfattet af de ekstensive og
intensive overvågningsstrategier udtages 3 jordprøver umiddelbart
uden for hvert af de 4 1x1 m kvadrater.
Jordprøven indsamles ved at lave 5 stikprøver med et jordspyd langs
prøvefeltets kant. For hver stikprøve skrabes det øvre uomsatte lag
(førnen) væk, og en prøve af de øverste 20 cm af jordlaget udtages og
blandes med de øvrige stikprøver. Heraf gemmes ca. ½ l jord til kemiske
analyser. Friske jordprøver bør sendes til analyser inden for få
dage. Ved tørring af jorden ved 50-60 grader i 1-2 døgn kan jordprøven
gemmes. På arealer omfattet af basisovervågningen tørres jordprøverne
og gemmes til senere analyser, hvis der viser sig et behov
for at kende jordbundens kemi. På arealer omfattet af den ekstensive
eller den intensive overvågning sendes jordprøverne til kemiske
analyser på et anerkendt laboratorium.
Jordprøverne skal analyseres for følgende:
• pH (H 2 O)
• Reaktionstal, Rt
• Ombyttelig K, Na, Mg
• Glødetab
• Total fosfor
• Total kulstof (kun første analyse)
• Total kvælstof (kun første analyse)
Metoder til jordbundsanalyser findes beskrevet i Sørensen og Bülow-
Olsen (1994).
Hydrologi
På arealer, der er omfattet af de ekstensive og intensive overvågningsstrategier,
foretages en overvågning af grundvandsstanden i de
enkelte 49 m 2
store prøvefelter. Grundvandsstanden overvåges ved
nedsætning af 1 piezometerrør 1-2 meter uden for det permanente
prøvefelt (se beskrivelse i kapitel 4.5). Vandstanden måles 3 gange
årligt: marts (den maksimale grundvandsstand), i sommerperioden
(samtidig med vegetationsanalyserne) og ultimo august (den minimale
grundvandsstand).
På arealer, der er omfattet af den intensive overvågningsstrategi,
suppleres overvågningen af grundvandsstanden med kontinuerlige
målinger på udvalgte steder i forbindelse med undersøgelserne af
stoftransporten på disse områder. Grundvandsstanden i de permanente
prøvefelter kalibreres ud fra disse målinger og topografiske
opmålinger på området (se metode i kapitel 4.5).

Lodsejerinterviews
Når forandringer i vegetationen skal relateres til ændringer i kårfaktorer,
er det vigtigt at have kendskab til de øvrige menneskelige påvirkninger
af vegetationen.
Derfor foretages der telefoniske interviews med lodsejere i november/december.
Lodsejerinterviewene skal indeholde spørgsmål om
følgende:
• Dræningsgrad
• Rørskær
• Græsning (dyreenheder pr. ha, art/race, starttidspunkt, sluttidspunkt)
• Slet (tidspunkt, slåhøjde)
• Udsåning af kulturgræsser (seneste udsåning, oplysninger om
frøblanding samt hyppighed)
• Evt. gødskning (seneste gødskning, kg N pr. ha samt hyppighed)
På parceller i omdrift gives endvidere oplysninger om:
• Jordbehandling (seneste behandling samt hyppighed)
Såfremt der sker ændringer i ovennævnte forhold, skal lodsejerne
kontaktes årligt.
Øvrige påvirkninger såsom rekreativ udnyttelse, naturpleje (f.eks.
kratrydning), plantning osv. registreres i felten i forbindelse med vegetationsanalyserne.
Historiske oplysninger
På projektområder, der overvåges ekstensivt eller intensivt, indhentes
der også historiske oplysninger. Artsindholdet på eksisterende naturarealerne
og den udvikling, man kan forvente på omdriftsarealer
og græsmarker efter retableringen, afhænger nemlig i høj grad af den
historiske arealanvendelse gennem de sidste 50-100 år. Studier af flyfotos
fra perioden 1945-1995 og gamle geodætiske kort kan tilvejebringe
informationer om ændringer i arealanvendelse og successionens
forløb.
Disse oplysninger suppleres med spørgsmål om følgende forhold ved
anvendelsen inden for de sidste 20 år. Spørgsmålene kan evt. stilles i
forbindelse med det første lodsejerinterview (se 7.2):
• Arealanvendelse inden for de sidste 20 år (omdrift, omlagt eng,
slet, græsning m.m.)
• Dræningsgrad og ændringer i denne
• Rørskær
• Græsning (dyreenheder pr. ha, art/race, starttidspunkt, sluttidspunkt)
• Slet (tidspunkt, slåhøjde)
• Udsåning af kulturgræsser (seneste udsåning, oplysninger om
frøblanding samt hyppighed)
• Evt. gødskning (seneste gødskning, kg N pr. ha samt hyppighed)
• Jordbehandling (seneste behandling samt hyppighed)
67

68
8 Vandløb – søer
8.1 Vandløb
Forventede ændringer i vandløb som følge af reetablering af
vådområder
Formålet med de ændringer der foretages i forbindelse med genopretning
af ådalen og vandløbet er at sikre tilnærmede naturlige afstrømningshændelser
og en højere grundvandsstand i de vandløbsnære
arealer. For at nå dette mål vil de primære indgreb i vandløbet
være at mindske vandføringsevnen gennem forskellige tiltag.
De to vigtigste er indsnævring af vandløbsprofilet og hævning af
vandløbsbunden. Dette kan dels ske gennem egentlige restaureringsindgreb
og dels gennem ophør med eller ændret vandløbsvedligeholdelse.
En nærmere beskrivelse er givet i afsnit 2.2.
Overvågning af biologiske og fysiske forhold skal foretages på baggrund
af data indsamlet inden der er foretaget genopretning af
vandløb og vandløbsnære arealer. Det skal således sikres at der foretages
indsamling i vandløbet inden dette ændres fysisk. Det er derfor
vigtigt at inddrage dette aspekt allerede i den planlæggende og godkendende
fase af projektet, således at projektet for genoprettelse ikke
udskydes unødigt.
8.1.1 Minimumsniveau for overvågning
Det minimale niveau for overvågning i vandløb vil være en ekstensiv
overvågning af den generelle økologiske kvalitet baseret på vandløbets
makroinvertebratfauna (Miljøstyrelsen, 1998). Dette indebærer, at
der foretages en semikvantitativ indsamling i perioden februar til
april. Faunaen identificeres til slægt, familie etc. som angivet i Miljøstyrelsens
vejledning. Ud over forårsindsamlingen kan der foretages
en tilsvarende indsamling i sommerperioden juli til august.
8.1.2 Detaljeret biologisk og vandløbsfysisk overvågning
En mere detaljeret beskrivelse af de biologiske og vandløbsfysiske
forhold end minimumsniveauet vil være ønskelig såfremt ressourcerne
er til rådighed. De biologiske forhold bør beskrives for flere
komponenter. Ud over makroinvertebratfaunaen inddrages fisk og
makrofyter. De vandløbsfysiske forhold beskrives dels som vandløbets
vandføringsevne og dimensioner (bredde og dybde), hyppigheden
af oversvømmelser i ådalen samt en beskrivelse af vandløbsbunden
(substratforhold). Der er nedenfor givet en beskrivelse af de enkelte
komponenter.
Biologiske forhold
Makroinvertebratfaunaen
Denne kan dels beskrives på et semikvantitativt niveau og dels på et
kvantitativt niveau. Den semikvantitative beskrivelse bør være det
niveau der er beskrevet i teknisk anvisning for det udvidede biologiske
program i vandløb under NOVA 2003. Der foretages således to

indsamlinger i henholdsvis februar til april og i juli til august, hvor
faunaen identificeres til artsniveau (Skriver et al. 1999).
Ved indsamling af kvantitative prøver anbefales det at anvende en
Surber sampler, som består af en metalramme på 30 x 30 cm, hvorpå
der er fastspændt en netpose med maskevidden 0,5 mm (DS/EN
28265). Bundsubstratet hvirvles op med hånden, hvorved det med
strømmen føres ind i netposen. Prøveantal og strategi for prøvetagning
bør tilpasses efter vandløbets dimensioner og substratmæssige
forhold. Som minimum bør der dog ikke indsamles færre end 10 Surber
prøver.
I mindre vandløb kan indsamling foretages ved vadning. Indsamling
af kvalitative prøver i større vandløb foretages ligeledes ved vadning
som beskrevet i Miljøstyrelsen (1998). Indsamling af kvantitative prøver
i større vandløb må derimod foretages ved hjælp af dykker.
Fisk
Vandløbsstrækningens fiskefauna indsamles i form af kvantitative
befiskninger (Mortensen & Geertz-Hansen 1996). I mindre vandløb kan
dette gøres ved vadning, hvorimod befiskning i større vandløb må
foretages fra båd. Ved beskrivelsen af fiskefaunaen skal det søges at
sikre en så detaljeret beskrivelse som muligt af artssammensætningen.
Antal befiskninger og beregning af bestandsstørrelser foretages
som beskrevet i (Mortensen & Geertz-Hansen 1996). Der foretages som
minimum én befiskning i forbindelse med lav afstrømning og vandstand
i august/september. Der kan eventuelt foretages supplerende
befiskninger til bestemmelse af opgang af anadrome arter. Eventuel
gydning af ørred og laks på strækningen konstateres ved registrering
af gydebanker i december og januar.
8.2 Søer
Naturindholdet i en sø vil i høj grad være afhængig af den eksterne
næringsstoftilførsel, især tilførslen af fosfor påvirker planter og dyrs
artssammensætning og dominansforhold i en sø. Erfaringsopsamlinger
og undersøgelser fra retablerede eller nyetablerede søer er yderst
fåtallige, hvorfor det er svært at give håndfaste beskrivelser af hvad
der vil ske.
Søndergaard og Jeppesen (1991) har dog samlet en erfaringer og bla.
succesioner fra en række nydannede danske og udenlandske søer.
Også sammenhænge og generelle tendenser i naturkvalitet og indhold
som er beskrevet i Jensen & Søndergaard (1998) er velegnet referencemateriale
i forbindelse med vurderingen af naturindholdet i en
sø.
I en overgangsperiode efter en sø’s retablering/nyetablering vil indvandringsmuligheder
mv. dog også være væsentlige især for undervandsplanter,
fisk og højere dyr. Hvor hurtigt artssammensætningen
og dominansforhold stabiliseres vil være meget afhængigt af hvor
isoleret søen er i forhold til andre søer, vådområder, vandløb osv.,
hvorfra der kan ske kolonisation. Tilsvarende vil blandt andet dybdeforhold,
størrelse, tidligere vegetation, jordbund, vandgennemstrømning,
næringsstofbelastning have indflydelse på dels successionerne
69

70
efter etableringen, og også på naturindholdet efter overgangsperioden.
Men altafgørende for det endelige naturindhold efter overgangsperioden
er næringsstofniveauet. De generelle sammenhænge for planteplankton,
dyreplankton, fisk, bunddyr, undervandsplanter og fugle
er beskrevet i Jensen og Søndergaard (1998) og Jensen et al. (1997).
Med hensyn til retningslinier for overvågningen af natur- og miljøforhold
bør man anvende de, der er vedtaget i forbindelse med det
nationale overvågningsprogram (NOVA, Miljøstyrelsen, 1999). Mindre
detaljerede overvågningsprogrammer er beskrevet i Søndergaard
et al. (1999). I Søndergaard et al. (1999) er der beskrivelser samt prisoverslag
på programmer med til monitering af plante- og dyreplankton,
invertebrater, rørskovs- flydeblads- og undervandsplanter, fisk
samt fugle.
Afslutningsvis skal det nævnes at i særlige situationer kan plejeforanstaltninger
være på sin plads. For eksempel kan man af hensyn til
fuglene vælge at fastholde succesion på et tidligt stadie af hensyn til
fuglenes fødeforhold. Dette kan ske ved tørlægning efter perioder på
5-7 år. I andre tilfælde kan man af hensyn til fiskebestanden udsætte
rovfisk eller opfiske skaller og brasen. Og i nogen tilfælde kan det
være nødvendigt med plejeforanstaltninger for at mindske ekspansionen
af rørskovsvegetation for at bevare et åbent vandspejl.

9 Højere fauna
9.1 Fugle
Etableringen af våde enge vil give forbedrede levevilkår for fugle
tilknyttet enge og vådområder. De våde enge vil kunne få stor betydning
for både ynglende fugle og for rastende fugle uden for ynglesæsonen.
Sammensætningen af arter i fuglesamfundet og tætheden af
fugle vil afhænge af en række faktorer så som biotopens sammensætning
og pleje, vanddækning, områdestørrelse og graden af menneskelig
forstyrrelse. Eftersom at biotopen vil gennemgå en gradvis
succession, med eller uden pleje, vil fuglelivet også forandre sig over
en længere årrække. Det kan forventes at tage adskillige årtier, inden
man nærmer sig en ligevægtstilstand, og indvandringsraten i et nyetableret
område vil afhænge af fuglearternes økologiske tilpasninger.
Undersøgelsesstrategien omfatter intensivt overvågede områder, der
overvåges hvert år med henblik på at registrere korttidsforandringer i
fuglelivet i forhold til ændrede miljøforhold, og ekstensivt overvågede
områder, der overvåges hvert tredje år med henblik på at registrere
overordnede langtidsforandringer i fuglelivet. Områder med henholdsvis
intensiv og ekstensiv overvågning udpeges på grundlag af
kriterier om geografisk spredning og områdestørrelse. Et vigtigt kriterium
for udpegning af områder vil også være tidspunktet for den
planlagte igangsættelse af etableringen.
Afgrænsning af lokalitet og delområder
Både med henblik på registrering af ynglefugle og rastende fugle, der
skal kunne gentages i efterfølgende år, er det vigtigt at foretage en
velovervejet afgrænsning af undersøgelsesområdet og eventuelle
delområder. Afgrænsningen bør så vidt muligt følge naturlige skel i
landskabet, som kan genfindes fra år til år, f.eks. en vej, en skrænt, et
dige eller lignende. Delområder kan være relevante, hvor der er skel i
plejeforanstaltninger eller skift i biotop f.eks. overgang fra permanent
vanddækkede arealer til sump eller eng, eller fra eng til dyrkningsfelt.
Undersøgelsesområdets omkreds og grænser for delområder
indtegnes på kort (ca. 1:10.000).
Hvis der i løbet af årene sker forandringer f.eks. med hensyn til pleje
eller adgangsforhold (ændret forstyrrelsestryk), bør det anføres på et
kort, hvor og hvornår forandringerne er sket.
Registrering af ynglefugle
Artsvalg
Afhængigt af topografi og hydrologiske forhold vil de våde enge
fremstå som mosaikker af vanddækkede arealer, vandløb, enge med
varierende fugtighedsgrad, rørsump og eventuelt sumpkrat. Karakterarterne
vil overvejende være vand- og engfugle, d.v.s. lappedykkere,
andefugle, rørhøg, vandhøns, vadefugle, hættemåge (hvis der er
71

72
egnede yngleholme) og småfugle såsom engpiber, gul vipstjert, rørsangere
(3 arter) og rørspurv.
Kortlægning af yngleterritorier
Den bedst egnede metode til registrering af ynglefugle i våde enge er
kortlægning af territorier. De fleste arter er registrerbare p.g.a. territorialadfærd,
sang, sangflugt, eller - i tilfælde af forstyrrelse fra f.eks.
rovfugle - varsling. Visse arter vadefugle (rødben, almindelig ryle) er
imidlertid meget diskrete og kan bedst kortlægges i begyndelsen af
juni, hvor ungeførende fugle varsler, og antallet af par af svømmeænder
registreres bedst i maj ud fra antallet af enlige eller smågrupper
af andrikker.
Kortlægningen af territorier foregår ved, at observatøren besøger
området mindst to gange i morgentimerne af hensyn til de dagaktive
arter og mindst én gang sent aften af hensyn til de nataktive arter.
Hvis man benytter to besøg til de dagaktive arter, bør registreringen
foregå i henholdsvis begyndelsen af maj og i begyndelsen af juni.
Supplerende registreringer kan med fordel udføres i slutningen af
april (fordelagtigt af hensyn til vibe) og omkring den 20. maj. Registreringen
om aftenen finder sted i begyndelsen af juni, evt. suppleret
med en aftenregistrering i midten af maj. Besøg bør lægges på dage
med stille vejr uden nedbør; de bedste aftenregistreringer opnås på
aftener med lunt vejr.
Registreringerne foregår så vidt muligt fra gode udsigtspunkter,
hvorfra man kan overskue vand- og engarealerne. Ved at sidde lidt
på afstand undgår man forstyrrelse af ynglefuglene, og ved hjælp af
en håndkikkert og suppleret med et teleskop kan man opnå en rimelig
dækning. I områder, der er svært overskuelige eller store, gennemgås
området for at opnå en bedre dækning. Observatøren skal
undgå at blive fulgt af flokke af kreaturer (kan medføre nedtrampning
af reder). Det bedste tidspunkt for en enggennemgang er tidlig
morgen.
Aften/natregistreringerne foregår fra en række på forhånd fastlagte
punkter hvorfra observatøren lytter efter sang/kald fra nataktive
arter. Punkterne indtegnes på et kort, og de samme punkter benyttes
fra år til år.
Kolonirugende fugle (hættemåger og eventuelt terner) registreres ved
på afstand at bedømme antallet af reder kombineret med en vurdering
af antallet af par i kolonien.
Ved registreringerne skelnes mellem sikre og mulige ynglefund. Sikre
fund er, hvis man har observeret afledningsadfærd hos voksne fugle,
voksne fugle ved eller på rede eller dununger. Mulige fund er observationer
af territoriehævdende fugle, parringsadfærd, redebygning
eller enlige andrikker.
De artsspecifikke registreringstidspunkter, metoder, problemer og
kriterier for at fastslå ynglefund er beskrevet af Møller (1983) og Falk
(1990).

Tidsforbruget pr. besøg er ca. 1-3 timer pr. km 2
, afhængigt af tætheden
af fugle.
Ved hvert besøg indtegnes territoriale fugles position på feltkort (ca.
1:5.000), og det anføres med en signatur, om der var tale om et sikkert
eller muligt ynglefund. I en notesbog eller anden protokol anføres
besøgstidspunkt, tidsforbrug, vejrforhold og eventuelle forstyrrelser,
der påvirkede registreringen.
Databehandling
Ud fra kortene fra de enkelte besøg sammentælles antallet af sikre og
mulige ynglepar. Observatøren skal være opmærksom på, at på
grund af omlæg af ægkuld kan et ynglepar godt forekomme som rugende
ved to registreringer. For de fleste arters vedkommende vil der
være usikkerhed om det eksakte antal. I disse tilfælde angives det
mindste og største estimat (f.eks.: vibe 8-11 par).
I et samleskema angives for hver art det vurderede antal ynglepar pr.
delområde og for området som helhed, og besøgsdatoer og tidsforbrug
angives på skemaet (bilag 9.1). Der udarbejdes et sæt kort, der
viser positionen af territorier for hver art (flere arter vises på et kort).
Rastende fugle
Artsvalg
Karakterarterne i de våde enge uden for ynglesæsonen er vandfugle,
hovedsageligt fiskehejre, andefugle, blishøne og vadefugle. Registreringer
af småfugle er betydeligt mere tidskrævende og kan udelades.
Arterne af vandfugle har forskellige trækmønstre; antallet kulminerer
på forskellige tidspunkter i løbet af sæsonen, og overvågningen bør
tage højde herfor.
Totaltælling
De fleste arter vandfugle er forholdsvis lette at registrere p.g.a. deres
størrelse og flokvise forekomst. For de fleste arter kan man få en rimelig
vurdering af det totale antal i et område. Registreringerne
foretages ved hjælp af håndkikkert og teleskop fra forskellige udsigtspunkter,
hvorfra man kan overskue området. Da der ofte er “døde
vinkler” eller ugunstige lysforhold (f.eks. kraftigt modlys) bør registreringerne
foretages fra flere punkter. På grund af forstyrrelse og
deraf mulighed for forflytning af fugleflokke kan det ikke anbefales,
at observatøren går ind gennem området. Hvis der forekommer store
flokke af fugle i området kan observatøren med fordel benytte en
håndkliktæller til at holde styr på antallet, og observatøren kan vurdere
store flokke ved at tælle intervaller af 5 eller 10 fugle, f.eks. 5, 10,
15.
Ved hvert besøg tælles og noteres i notesbog antallet af de forskellige
arter inden for hvert delområde. I notesbogen anføres endvidere vejrforhold
og eventuelle forstyrrelser (f.eks. markarbejde, jagt, fiskeri
eller anden menneskelig aktivitet). Ud for hver art anføres, hvorvidt
fuglene overvejende var aktive med fødesøgning eller primært hvilede.
Denne information er nyttig med henblik på en vurdering af områdets
funktion for fuglene.
73

74
Tidsforbruget pr. besøg er ca. ½-1 time pr. km 2
, afhængigt af tætheden
af fugle.
Registreringer af rastende fugle udføres fire gange i løbet af 2. halvår:
i midten af august, september, oktober og november, og to gange i 1.
halvår: i midten af marts og midten af april. Denne dækning er ekstensiv,
men med den tidsmæssige spredning dækkes artsgrupper
med forskellige trækmønstre og -tidspunkter. På grund af risiko for
frost og sne i vintermånederne og dermed meget svingende fugleforekomster
bør dækning af disse måneder ikke prioriteres. Hvis der
af ressourcemæssige årsager skal prioriteres mellem registreringerne,
bør man som minimum foretage registrering i september, oktober og
april, men man mister herved forekomsten af mange vadefugle samt
sang- og pibesvane.
Linietaksering
Nogle arter, f.eks. bekkasiner og andre vadefugle, er diskrete og forekommer
enligt eller i småflokke i fugtige engpartier, hvilket umuliggør
en totaltælling. Disse arter kan kun overvåges semi-kvantitativt
ved at gå transekter gennem udvalgte delområder. Metoden er, at
observatøren går ad en fast rute og registrerer opflyvende individer
på 100 m på hver siden af transekten. I en notesbog noteres fortløbende
antallet af de forskellige arter, der registreres inden for transekten.
Linietaksering kan med fordel benyttes i svært overskuelige
områder med henblik på at få et indekstal for de diskrete arter. Linietakseringen
kan udføres på samme dag som totaltællingen, men bør
udføres efter totaltællingen p.g.a. den mulige forflytning af fugle. For
at få tilstrækkeligt materiale bør en linietransekt være mindst 300 m
lang gennem en ensartet biotop. Linieføringen indtegnes på kortet
med områdeinddelingen.
Databehandling
For hvert besøg sammentælles i et skema det samlede antal af hver
art i hvert delområde og i det samlede område, og i skemaet noteres
besøgstidspunkt, tidsforbrug, vejrforhold og eventuelle forstyrrelser,
der påvirkede registreringen. Antallet registreret på en eventuel linietaksering
anføres i en separat kolonne, som ikke indgår i sammentællingen.
I et samleskema, der dækker de fire registreringer i 2. halvår resumeres
registreringerne for hver art pr. delområde og samlet for området
ved angivelse af det højeste registrerede antal i løbet af første og andet
halvår og ved det gennemsnitlige antal pr. besøg for hvert halvår
(bilag 9.2).
9.2 Pattedyr (odder)
Odderen er nataktiv og direkte observationer er derfor i praksis
umulige. Kortlægning af odderens forekomst foregik tidligere på basis
af materiale indsamlet gennem vildtudbyttestatistikken og gennem
henvendelser til dambrugere, sportsfiskerforeninger, skytter,
vildtforvaltningskonsulenter m.fl. I dag anvendes en international
standardiseret kortlægningsmetode, British National Otter Survey
Method (Anon. 1984). Metoden bygger på det forhold, at odderen
afmærker sit territorium med ekskrementer, og at disse normalt er

placeret på iøjnefaldende steder. Metoden giver kun ringe mulighed
for at sige noget kvantitativt om bestandens størrelse, men den giver
et tilfredsstillende billede af, hvorvidt der forekommer oddere i et
vandløbssystem.
Den standardiserede metode bør suppleres med oplysninger om evt.
omkomne oddere indleveret til de offentlige myndigheder og evt.
kritisk vurderede oplysninger om oddere fra befolkningen. Det skal i
denne sammenhæng bemærkes, at når odder og mink ses på afstand
eller under uhensigtsmæssige lysforhold kan det være svært at vurdere
størrelsen og udseendet. Det er derfor ikke ualmindeligt, at odder
forveksles med mink, som udover den brune vildfarve findes i
mange forskelllige farvevariationer.
Sporsøgningsteknik
Odderen placerer ofte sine ekskrementer enkeltvis eller i grupper på
markante eller fremspringende steder (markeringspladser) ved å- og
søbredder som f.eks broer, drænrør, sten, rødder og græstuer (figur
9.1). Undertiden lægges de på en forhøjning af græs eller sand, som
odderen selv har skrabet sammen.
Odderens ekskrementer kan variere i størrelse, form og farve, afhængigt
af hvad odderen har spist. I frisk tilstand er ekskrementerne sorte
eller grå, og har en karakterisktisk markant og meget holdbar sødlig
moskusagtig lugt. Indholdet består af fiskeben og fiskeskæl. Ældre
ekskrementer er lysegrå og smuldrende. Af og til kan man støde på
nogle tjæreagtige, grønsorte og slimede klatter placeret på de samme
steder som ekskrementerne, men som ikke indeholder fiskerester.
Dette er også odderens efterladenskaber og indholdet er sekret fra
dyrets analkirtler.
Odderens fodaftryk findes lettest på sand- eller mudderbanker. Fodaftrykket
fra en odder kan for uerfarne observatører forveksles med
mink, ilder, ræv, tamhund og tamkat, som også færdes langs sø og å.
I mange tilfælde vil forløbet af sporrækken kunne hjælpe med til at
afgøre hvilken art der er tale om, f.eks. kan sporrækken starte eller
slutte ved vandkanten, hvilket primært peger i retning af odder eller
mink.
Odderens veksler (stier) kan i de fleste tilfælde skelnes fra tilsvarende
spor efter vore andre pattedyr. Slæbesporet fra odderens krop og hale
i sneen om vinteren er dog så karakteristisk, at det ikke kan forveksles
med noget andet dyr. Ligeledes kan en "hul" veksel gennem højt
græs også fortælle, at det udelukkende er lavbenede dyr der anvender
vekslen. Sammen med ekskrementerne fortæller disse sportegn
meget om de enkelte arters færden.
Fiskerester langs sø- og åbredder kan ikke anvendes som et sikkert tegn på
forekomst af odder. Dette skyldes, at fiskerester lige så godt kan være
tegn på ræv, mink, rotter eller måske mennesker. Og selv på odderens
tilholdssteder er det også sjældent at finde rester efter dens måltider
af fisk.
75

76
En udførlig beskrivelse af sporsøgningsteknik og forvekslingsmuligheder
er givet af Madsen (1989).
Udvælgelse af områder og lokaliteter
Udvælgelsen af lokaliteter afhænger i høj grad af baggrunden for
overvågningen, størrelsen på det område som ønskes undersøgt og
tætheden af oddere i det pågældende område. Er det for eksempel et
overordnet indtryk af odderens forekomst eller er det et mere præcist
billede af artens aktivitetsområder i et mindre lokalt område?
Uanset hvad vil det være nødvendigt at tage afsæt i det nationale
overvågningsprogram, som har en kadence på ca. 5 år, og anvende de
seneste resultater (f.eks. Hammershøj et al., 1996). Herefter bør der
skelnes mellem områder som ligger centralt i udbredelsesområdet og
områder som ligger mere perifert eller udenfor odderens udbredelsesområde.
Områder som ligger centralt i odderens udbredelsesområde:
Langs å- og søbredder udvælges for hver 5-8 km en strækning på
indtil 600 m, f.eks ved broer, hvor to vandløb mødes eller hvor et
vandløb løber til eller fra en sø (Fig. O.2). Findes der ikke ekskrementer
eller fodaftryk efter odder betegnes lokaliteten som negativ.
På et kort (1:10.000) indtegnes den nøjagtige position af transekterne.
Områder som ligger perifert eller udenfor odderens udbredelsesområde:
Odderens markeringsaktivitet er afhængig af antallet af dyr i området
- få dyr markerer mindre hyppigt end mange. Derfor kan det i
sådanne områder være nødvendigt at supplere ovennævnte metode
med en mere systematisk gennemgang af betydeligt længere strækninger
(op til flere km), evt. alle bredder i hele vandløbssystemet.
Tidspunkter og frekvens
Odderens markeringsaktivitet er også afhængig af årstiden (Madsen et
al., 1996), idet markeringsaktiviteten generelt er størst i perioden fra
oktober-april. Dette forhold er måske en tilpasning til fødeknaphed i
vinterperioden, idet odderne på forhånd sikrer sig nogle fiskestrækninger,
som sjældent eller aldrig er frosset til i hårde/kolde vintre. I
den samme periode er der også et lavt vegetationsdække. Kortlægning
af oddere bør derfor fortrinsvis foretages i denne periode og
kortlægning i perioden maj-september vil i meget stor udstrækning
være uden værdi.
Kortlægning af oddere inden for et år bør gennemføres en gang om måneden
på hver valgt lokalitet i månederne oktober - april.
Kortlægning af oddere mellem år bør ligeledes gennemføres i månederne
oktober-april på hver valgt lokalitet. Er der begrænsede ressourcer til
overvågningen bør denne mindst foretages én gang i perioden oktober-april
på de udvalgte strækninger. Men for at få et længere tilbageblik
er det mest fordelagtigt, at strækningerne gennemgås i perioder
uden snedække. Dermed undgås, at det kun er en enkelt nats
odderaktivitet der registreres.
Man skal beregne, at tidsforbruget pr. transekt (600 m) er ca. 1 time.

Databehandling
Efter hver gennemgang af de udvalgte transekter op langs åløbet og i
de nyetablerede våde enge noteres, hvorvidt der blev registreret odderspor
eller ej på transekterne. Efter endt sæson noteres i et samleskema
den samlede forekomst langs åløbet (bilag 9.3).
Figur 9.1 Typiske sporfindingssteder i åløb med en tæt bestand af odder.
Figur 9.2 Placering af transekter til overvågning af odder langs et åløb.
77

78
9.3 Padder
I Danmark findes fjorten arter af padder: tre halepadder (salamandre)
og elleve springpadder (frøer og tudser). Overvågning af padder kan
opdeles i to hovedgrupper: akvatisk overvågning og terrestrisk overvågning.
Ved akvatisk overvågning udnyttes det faktum, at samtlige
danske paddearter yngler i vand. Der er altså i en begrænset periode
mulighed for at kvantificere hele den voksne ynglebestand og resultatet
af deres ynglen: æg, haletudser og nyforvandlede frøer. Ved
terrestrisk overvågning er der ikke på samme måde mulighed for at
kvantificere en hel ynglebestand på en gang, fordi den ikke kan afgrænses
præcist. Til gengæld kan den gruppe padder der er tilknyttet
et bestemt område kvantificeres ved på forskellig måde at udlægge
prøvefelter, som afsøges for dyr.
Akvatisk overvågning
Kvækkeregistrering
Optælling af kvækkende hanner er en metode der resulterer i et relativt
mål for ynglebestandens størrelse, sammenligneligt under lignende
vejrbetingelser mellem år og mellem lokaliteter. Den er velegnet
til arter der kvækker højt, og hvor kvækkende individer kan skelnes
fra hinanden (klokkefrø, løvfrø, grønbroget tudse, strandtudse,
grøn frø og latterfrø), hvorimod arter der ikke kvækker højt (kvækker
under vandet og/eller har ingen kvækkepose) – løgfrø og springfrø –
og arter, hvis stemmer er svære at skelne fra hinanden (skrubtudse,
but- og spidssnudet frø) ikke egner sig til optælling. Kvækkeregistrering
kan dog for disse arters vedkommende bruges til at registrere
om arten er til stede i et vandhul eller ej. Til registrering af arter hvor
hannen slet ikke kvækker (stor og lille vandsalamander, bjergsalamander)
kan metoden naturligvis ikke bruges.
Det er af afgørende betydning at optællingen sker under optimale
forhold, dvs.
- på det rigtige tidspunkt af året (i kvækkesæsonen)
- på det rigtige tidspunkt af døgnet
- under optimale vejrbetingelser
I tabel P.1 er for de forskellige arter nævnt hvornår på døgnet og året
samt ved hvilken minimumstemperatur de kvækker. Optimale vejrbetingelser
er stort set ens for alle arter: lunt og stille.
Optælling af kvækkende hanner er behæftet med usikkerheder, som
fører til undervurdering af bestandens størrelse:
− selv under optimale forhold kan man ikke regne med at alle tilstedeværende
hanner kvækker (f.eks. kvækker hanner i parring ikke)
− jo større kvækkekoret er, jo større er tendensen til undervurdering
af antal individer.
Endelig indgår hunnerne slet ikke i optællingen, da de ikke kvækker.
Når optællingen alligevel kan bruges som relativt mål for ynglebestandens
størrelse, er det fordi kønsratioen betragtes som konstant.

Hver lokalitet (vandhul) bør besøges mindst to gange à ca. 15 minutter
under optimale forhold for med sikkerhed at kunne konstatere om
en art er til stede eller ej.
Fangst/genfangst
Fangst/genfangst-metoder af padder i den akvatiske fase udnytter
det naturligt afgrænsede areal, vandet i vandhullet dækker og kan
bruges til estimering både af størrelsen af bestanden af voksne ynglende
dyr og af haletudser. Kender man desuden vandhullets størrelse,
kan tætheden af dyr beregnes. De fleste metoder (men ikke alle)
forudsætter en lukket bestand, hvilket er tilfældet for haletudserne i
et givet år, men ikke nødvendigvis for de voksne. Haletudser fanges
oftest med net (ketsjer) eller i fælder mens voksne padder fanges
med net eller med hånden. Denne metode er meget tidskrævende og
må generelt frarådes, fordi dyrene er svære at fange og fordi en stor
del af bestanden skal fanges for at opnå et brugbart estimat af bestandens
størrelse.
Mens fangst/genfangst resulterer i et konkret estimat af bestandens
størrelse, kan en enkelt begrænset fangstindsats give et relativt mål.
Denne metode egner sig især til relative vurderinger af tætheden af
bestanden af haletudser, sammenlignelige mellem år og mellem lokaliteter.
Metoden standardiseres ved at fangsttiden er ens på alle
lokaliteter – f.eks. 15 eller 30 minutter - eller ved at tage det samme
antal ketsjertræk i hvert vandhul.
Ægoptælling
Optælling af padders æg er en indirekte kvantificering af den hunlige
del af ynglebestanden hos de arter, hvor hver hun lægger et fast antal
ægklumper på synlige steder på lokaliteten. Dette gælder but- og
spidssnudet frø og springfrø, hvor hunnerne hver lægger én ægklump
på lavt vand Det er ikke muligt med sikkerhed at skelne æg af
but- og spidssnudet frø. Æglægningen foregår i en koncentreret periode
på ca. 10 dage efter at kvækkesæsonen er begyndt. Ægoptælling
kræver mindst to besøg med ca. en uges mellemrum ved hvert vandhul
for at få alle ægklumper med. Hvert besøg bør vare ca. ½ time.
Æg af de forskellige paddearter er ret lette at kende fra hinanden.
Selv om andre paddearters æg ikke kan bruges til at kvantificere bestanden,
kan de bruges til at konstatere om arten yngler eller ej.
Indhegning og fældefangst
Metoden består i opsætning af et ca. ½ m højt hegn af kraftig plastic
hele vejen rundt om en yngledam og nedgravning af et antal spande
langs med hegnet. Når de terrestrisk overvintrende padder om foråret
søger ned mod yngledammen, og når de nyforvandlede frøer
forlader den i løbet af sommeren, bliver de stoppet af hegnet, vandrer
langs med det og falder i spandene, hvorefter de kan tælles. Er der
tale om en udelukkende terrestrisk overvintrende art (i Danmark:
stor og lille vandsalamander, klokkefrø, løvfrø, skrubtudse, strandtudse,
grønbroget tudse, springfrø. But- og spidssnudet frø overvintrer
overvejende på land, men kan overvintre i vandet), og er der
hegn omkring hele lokaliteten, resulterer metoden i en præcis optælling
af ynglepopulationen. Metoden kræver tilsyn med fælderne to
79

80
gange om dagen i hele yngleperioden og/eller den periode, hvor de
nyforvandlede frøer forlader vandhullet. Den er derfor ekstremt arbejdsintensiv.
Terrestrisk overvågning
Ved alle former for terrestrisk overvågning er det nødvendigt på forhånd
at afgrænse det område der skal registreres, da der i det terrestriske
miljø ikke er naturlige afgrænsninger for padderne. Desuden
bør terrestrisk overvågning kun finde sted af arter, som har en terrestrisk
livsfase og som med rimelighed kan findes. Danske arter, som
vil være velegnede til terrestrisk overvågning, er: stor og lille
vandsalamander, bjergsalamander, skrubtudse, grønbroget tudse,
but- og spidssnudet frø, springfrø. For alle disse arters vedkommende
efterfølges yngletiden af en lang terrestrisk fase, der varer ind til
overvintringen begynder i september-november.
Fangst/genfangst
Ved fangst/genfangst-estimering af bestandes størrelse og tæthed i
den terrestriske fase kan forskellige fangstmetoder bruges:
- visuel eftersøgning
- hegn og/eller fælder
Ved visuel eftersøgning afgrænses registreringsområdet, hvorefter
det eftersøges systematisk i et på forhånd fastlagt tidsrum, og de
padder man ser, mærkes. Senere eftersøges området på samme måde,
og mærkede dyr registreres og bruges som basis for et
fangst/genfangst bestandsestimat . Metoden kan også bruges som en
enkelt eftersøgning; her opnås data om hvilke arter som findes i området
plus deres relative forekomst (sammenlignelige mellem lokaliteter
og mellem år). Tidsforbrug afhænger helt af ambitionsniveau og
områdets karakter; et rimeligt tidsforbrug vil skønsmæssigt ligge
omkring 1-2 dage pr. hektar.
Hegn og /eller fælder fungerer i princippet som beskrevet under
akvatisk overvågning, blot er hegnene lige og sat op i system, så de
fanger flest muligt padder. I modsætning til hegn omkring en ynglelokalitet
fanger hegn og fælder i det terrestriske miljø kun en del af
bestanden; for at opnå data om bestandsstørrelser og –tæthed skal
metoden derfor kombineres med en fangst/genfangst-metode. Lige
som metoden ovenfor kan denne metode bruges uden mærkning; her
opnås i lighed med ovenfor data om artssammensætning plus relativ
forekomst.
Transekt-eftersøgning
Eftersøgning af padder i transekter minder meget om visuel eftersøgning
(se ovenfor); ved denne metode eftersøges blot et område i fastlagte
transekter, der kan være placeret vinkelret på gradienter (f.eks.
højde, fugt) eller, hvis området er homogent, tilfældigt placeret. Der
ledes meget grundigt og det antages, at alle tilstedeværende padder i
transektet findes, hvorfor metoden direkte giver data om artssammensætning,
antal individer og tæthed. Et klassisk transekt er på 100
m, og gennemgang af dette bør tage ca. 30-60 minutter.

Kvadrat-eftersøgning
Eftersøgning i kvadrater bygger på samme antagelser som eftersøgning
i transekter, blot er eftersøgningsfelterne tilfældigt placerede
kvadrater inden for det fastlagte område. Metoden anbefales i homogene
områder og resulterer lige som transekt-eftersøgning i data om
artssammensætning, antal individer og tæthed . Man inddeler undersøgelsesområdet
i 1 ha-store felter, som underinddeles i små kvadrater
(1x1m til brug for små og/eller hyppigt forekommende arter) eller
store kvadrater (8x8 m til brug for spredt forekommende og/eller
store arter). Ti kvadrater udvælges tilfældigt inden for hvert felt og
undersøges grundigt for forekomst og antal af padder. Gennemsnittet
af forekomsterne i de ti kvadrater vil repræsentere tætheden inden
for det hektar-store felt. Denne undersøgelsesmetode kræver forberedelse
(udlægning af kvadrater), men er velegnet til at undersøge store
områder. Gennemgang af ti små kvadrater vil tage ca. 1½-2 timer, af
ti store 3-4 timer.
Eftersøgning under kunstige træskjul
Udlægning af kunstige træskjul i et område udnytter padders behov
for fugtige omgivelser og kan forventes at give bedst resultat i tørre
perioder om sommeren. Der udlægges standardiserede skjul af kendt
størrelse i et på forhånd fastlagt område, og ved regelmæssig røgtning
opnås data om artssammensætning i området samt et indeks
over bestandsstørrelser. Metoden er ny, og derfor er det svært at give
præcise anbefalinger om placering og røgtning af skjul. Skjulene kan
lægges ud i kvadrater (f.eks. 10x10 skjul med 2-3 m imellem) eller i
transekter (f.eks. 10 på 100 m). Skjulene skal røgtes flere gange på en
sæson, f.eks. en gang om ugen. Røgtning af 10x10 skjul vil tage ca. 1-2
dage.
81

82
Tabel 9.1 Oversigt over kvækkesæson i Danmark for de arter af padder, der kvækker højt og egner sig
til individ-optælling (de seks første) og de paddearter, der kvækker lavere og/eller er svære at skelne
fra hinanden og som derfor ikke egner sig til egentlig optælling, men til at registrere om arten er til
stede på en given lokalitet. Arter der ikke kvækker (de tre salamanderarter) er ikke medtaget. Bemærk
at den angivne minimumtemperatur for kvækkeaktivitet er en cirka-temperatur og den temperatur,
hvor de første individer begynder at kvække. Der vil altså ikke være kvækkekor ved denne temperatur.
Art
Egnet til optælling
Min.temp for kvækkeaktivitet
Kvækkesæson Tidspunkt
klokkefrø 15°C i vandoverfladen apr./maj-juni eftermiddag
løvfrø lufttemp. 8°C
vandtemp. 14°C
maj-juni nat
grønbroget
tudse
vandtemp. 9°C apr.-maj eftermiddag-nat
strandtudse lufttemp. 5°C
vandtemp. 9°C
maj nat
grøn frø vandtemp. 6°C
(10 cm under overfladen)
maj-juni eftermiddag og nat
latterfrø
Uegnet til
optælling
omtrent som grøn frø maj-juni nat
løgfrø vandtemp. 10°C
(10-30 cm under overfladen)
april-maj nat
skrubtudse vandtemp. 8°C april dag
butsnudet frø lufttemp. 10°C omkring middag
april dag (nat)
spidssnudet
frø
omtrent som butsnudet frø april dag (nat)
springfrø vandtemp. 1°C -2°C feb-marts -

10 Dataudveksling og rapportering
Dataudvekslingen vil følge allerede gældende udvekslingsformater -
her kan til eksempel nævnes STANDAT – for de fleste parametre. For
emner, hvor der ikke eksisterer formater vil DMU give nærmere anvisning.
Disse vil blive lagt ind som bilag i denne anvisning.
83

84
11 Basisovervågning
Formål og overordnet metode
Basisovervågningen har til formål at overvåge retableringen af
VMP2-vådområder og indsamle data om projektområde samt opland.
I basisovervågningen overvåges ændringer i de miljømæssige
forhold - specifikt omsætningen af nitratkvælstof via denitrifikation -
samt de naturmæssige forhold - her primært vurderet vha. vegetationsovervågning
og fugleregistreringer.
Der indgår en række parametre i basisovervågningen (tabel 11.1).
Nogle parametre skal overvåges både før og efter retableringen andre
skal kun overvåges efter retableringen.
Såfremt der i forbindelse med retablering af søer kun etableres et
mindre vådområde, skal basisovervågningen ikke indeholde overvågning
af hydrologi og næringssalte (11.3). Tilsvarende gælder, at
vegetationen (11.4) kun skal overvåges, såfremt der også efter retableringen
eksisterer terrestriske arealer af en vis udstrækning.
Tabel 11.1 viser hvilke parametre, der indgår i basisovervågningen. Det
fremgår af tabellen hvilke parametre, der skal overvåges både før og efter
retableringen og hvilke der kun skal måles efter retableringen.
Parameter Frekvens
Topografi og arealanvendelse (11.1) Før og efter retablering
Jordbund (11.2) Efter retablering
Hydrologi og næringssalte (11.3) Efter retablering
Vegetationsanalyse (11.4) Før retablering
Fugle (11.5) Før og efter retablering
Lavvandede søer (11.6) Efter retablering
11.1 Topografi og arealanvendelse i projektområde
og afstrømningsopland
I alle projektområder laves en arealbeskrivelse. Projektområdet deles
ind i naturligt afgrænsede parceller der nummereres fortløbende.
Parcel-størrelsen angives. Der foretages en arealbeskrivelse i hvert
enkelt parcel. Det angives endvidere, om parcellen er registreret som
§ 3-område.
Arealbeskrivelsen foretages inden retableringen samt efter retableringen.
Arealbeskrivelsen skal kunne danne baggrund for en senere
overvågning. Det er der taget højde for i metodevalget. Til arealbeskrivelsen
benyttes digitaliseret kort fra forundersøgelsen. Arealbeskrivelsen
skal anvende de beskrevne temaer i Areal Informations
Systemet - AIS (bilag 11.2; Nielsen et al., 2000).
Inden for korttemaerne : 4110, 4112, 4120, 5123 (forskellige ferske
vådområder) samt korttemaerne: 3100, 3110, 3120, 3130 (forskellige

skovtyper) suppleres arealbeskrivelsen med en karakteristik af plantesamfundene.
Dette gøres ud fra bilag 11.1.
Plantesamfundene skal inddeles i følgende arealtyper inden for
korttemaerne 4110, 4112, 4120 og 5120:
• Kultureng
• Kalkkær
• Meso-eutrof kær
• Oligotrof kær
Plantesamfundene skal inddeles i følgende arealtyper inden for
korttemaerne 3100, 3110, 3120, 3130:
• Askesump
• Ellesump
• Pilesump
• Mose-bunke birkeskov
• Blandet skov
• Nåleskov
Til hjælp til identifikation af arealtyper kan flyfotos mv. anvendes. De
fundne arealtyper indtegnes på det digitaliserede kort fra forundersøgelsen.
Efterfølgende vegetationsanalyser tager udgangspunkt i
arealtyperne (se afsnit 7.3 og 7.3.1).
Såfremt der eksisterer oplysninger om projektarealets topografi, rapporteres
disse.
Der gives oplysninger om driftspåvirkning i hver enkelt parcel i form
af:
• Dræningsgrad
• Rørskær
• Græsning (dyreenheder pr. ha, dyreart, antal dage samt antal timer
pr. dag)
• Slet (udbytte, tidspunkt, slåhøjde)
• Udsåning af kulturgræsser (seneste udsåning samt mængde, oplysninger
om frøblanding samt hyppighed)
• Evt. gødskning (seneste gødskning – total handelsgødning + total
husdyrgødning, kg N pr. ha samt hyppighed) samt oplysninger
om evt. naturpleje, kratrydning, plantning og rekreativ udnyttelse.
På parceller i omdrift gives endvidere oplysninger om:
• Jordbehandling (seneste behandling, dybde samt hyppighed)
Oplysningerne indhentes vha. interviews med lodsejere.
Der suppleres med oplysninger vedrørende projektområdets opland.
De skal indeholde oplysninger om:
• Oplandsstørrelse og afgrænsning indtegnet på digitaliseret kort i
1:10.000
• Grundvandspotentialer i opland (gerne som ækvipotentiallinier
indtegnet på kort) og i projektområdet.
85

86
11.2 Jordbund
På retablerede arealer karakteriseres 2-4 jordbundsprofiler fra jordoverfladen
og som hovedregel 0,5 m under en eventuel tørvepakke,
minimum ca. 2 m under bundkvoten af vandløbet. Jordbundsprofilerne
skal understøtte placering af piezometerrederne og placeres
derfor mest hensigtsmæssigt ved ådalsskrænten, ved vandløbet samt
1 til flere midt i vådområder eller langs ådalsskrænt/vandløb afhængig
af vådområdets heterogenitet.
Jordbundsbeskrivelsen skal indeholde oplysninger om jordart, tekstur
og humusindhold. Se kapitel 4.2 – 4.4 for yderligere information.
Ved jordbundskarakteriseringen beskrives jordlagenes placering i
forhold til hinanden, deres tykkelse, farve (Munsell farvekort),
grundtekstur for minerogene jordlag (visuelt skøn kombineret med
gnidning af prøven i håndfladen), og for organiske jordlag, tørvens
fiberindhold og omsætningsgrad. Andre karakteristika noteres, hvis
de giver jorden et særlig præg (f.eks. konkretioner og noduler, cementering,
indslag i jordlaget (f.eks. sand i tørven, sten i sandlaget,
m.v.) og lugt (f.eks. lugt af svovlbrinte).
11.2.1 Jordart
I vådområder vil man typisk skulle skelne mellem følgende jordarter:
Gytje (kalkgytje – anden gytje)
Tørv (indeholder mindst 12 – 18 % kulstof)
Ferskvandsaflejring
Smeltevandsaflejring
Morænesand
Moræneler
For tørv angives omsætningsgraden ud fra fiberindholdet. Fibre skal
være større end 0,15 mm.
Fibrist: > fibre
Hemist: - fibre
Saprist: < fibre
11.2.2 Humusindhold
Tabel 11.2 Jordlagenes humusindhold skal angives efter følgende skala:
Betegnelse % Organisk
kulstof
Kommentar
Humusfattig 20 tørv og gytje

11.2.3 Tekstur
Tabel 11.3 For mineraljord skal jordens (jordlagets) tekstur angives efter
følgende skema:
Teksturklasse Dominerende kornstørrelse
Stenede og grusede jordarter: Sten >20 mm
Groft grus 6 – 20 mm
Fint grus 2 - 6 mm
Sandede jordarter: Grovsand 0,5 – 2,0 mm
Mellemsand 0,125 - 0,500 mm
Finsand 0,063 - 0,125 mm
Siltede jordarter: Silt 0,002 - 0,063 mm
Teksturklassen ler benyttes og tilføjes til ovenstående, såfremt 15–100
% af prøven indeholder lerpartikler med kornstørrelse

88
Piezometerrøret rengøres indvendigt med mellemrum vha. nylonbørste.
11.3.2 Overrisling
Som minimum etableres 1 piezometerrede, hvor vandet afstrømmer
til vandløbet. Hver piezometerrede består af 2-3 piezometerrør med
et 10 cm langt filter. Beskrivelse vedrørende etablering af piezometerreder
findes i kap. 4.5. Toppen af piezometerrørene kotesættes - enten
arbitrært eller i forhold til DNN. Vandstanden i piezometerrørene
måles fra toppen af rørene til nærmeste hele millimeter (dvs. meter
med 3 decimaler). Den målte vandstand omsættes til hydraulisk potentiale,
som angives i meter-vandsøjle med 3 decimaler (hydraulisk
potentiale = koten for toppen af piezometerrøret minus den målte
afstand fra toppen af røret og til vandspejlet i piezometerrøret).
I tilløbet måles vandføringen som minimum 4 gange årligt - gerne
oftere - f.eks. vha. trekantsoverfald, flowmåler eller vingemåling.
Hvis der foregår overfladisk afstrømning til vandløbet via et veldefineret
afløb, måles dette ligeledes f.eks. vha. trekantsoverfald, flowmåler
eller vingemåling.
Prøvetagning: Indløb, udløb og piezometerrør
11.3.3 Oversvømmelse
Der etableres 2 vandløbsstationer, en opstrøms og en nedstrøms det
oversvømmede vådområde. Vandstandsmålinger og vandføringsmålinger
foretages i forbindelse med oversvømmelsessituationer,
minimum 4 gange pr. år.
Vandstandsmåling på det oversvømmede areal foretages jævnligt i
oversvømmelsesperioden gerne med automatisk udstyr (logning),
med kotesat meterstok, eller med opslidset kotesat piezometerrør
eller lignende. I sidstnævnte tilfælde måles vandstanden fra toppen
af røret og ned til vandspejlet. Koten på jordoverfladen, og koten påtoppen
af piezometerrøret indmåles.
Som minimum etableres 2 piezometerreder midt på det oversvømmede
areal. Piezometerrederne placeres med en vis indbyrdes afstand
og følgende vandets strømningsretning. Hver piezometerrede
skal bestå af 1-2 piezometerrør med et 5-10 cm langt filter, hvor det
øverste filter sættes i så tæt på jordoverfladen som muligt (dvs. 1
centimeter under jordoverfladen), mens det evt. efterfølgende rør
placeres lige under det første. Beskrivelse vedrørende etablering af
piezometerreder findes i kapitel 4.5.
Toppen af piezometerrørene kotesættes - enten arbitrært eller i forhold
til DNN. Nummerering foretages i henhold til vandets strømningsretning.
Ved oversvømmelse skal topografisk opmåling af projektområdet
indsendes sammen med de øvrige data, således at vandvolumen og
belastning kan beregnes.

Tabel 11.4 Tabellen angiver prøvetagning samt frekvens og metode for forskellige kemiske stoffer.
Prøvetagning Frekvens pr år Metode Alternativ
Basis Ekstensiv Intensiv Basis Ekstensiv Intensiv DS nr. DS nr.
Parameter
—
Nitrat, NO3 N X X X 4 6 (4-8) 12 223 13395
Ammonium,
+
NH4 -N
X X 6 (4-8) 12 224 11732
Total-N X X X 4 6 (4-8) 12 221
3—
Fosfat, PO4 P X X 6 (4-8) 12 1189
Total-P (X)* X X (4) 6 (4-8) 12 292
Jern, total-Fe (X)* (X)** (X)** (4) 6 (4-8) 12 219
2-
Sulfat, SO4 (X)*** (X)*** 6/skøn 12/skøn 286 10304-1
Klorid, Cl -
(X)*** (X)*** 6/skøn 12/skøn 239 10304-1
Ledningsevne (X)*** (X)*** 6/skøn 12/skøn 27888
pH (X)*** (X)*** 6/skøn 12/skøn 287
Ar/N2 ¤ (X)*** (X)*** 6/skøn 12/skøn
* : Analyseres hvis der er risiko for udvaskning af fosfor og/eller jern.
** : Analyseres hvis der er risiko for udvaskning af jern.
*** : Om analysen skal medtages, vurderes fra projekt til projekt.
¤ : Metode til måling af denitrifikation i grundvand. Under aftestning hos DMU.
Prøvetagning: Vandløbsstation opstrøms, vandløbsstation nedstrøms,
ved veldefineret udløb (hvis det forefindes), fra piezometerreder,
overfladevand ved piezometerrederne.
11.3.4 Næringssalte - prøvetagning og analyser
Piezometerrøret tømmes for vand dagen inden prøven udtages.
Prøverne opbevares køligt (5 °C) inden analyse, men prøver må ikke
fryses. Såfremt prøverne skal filtreres, anvendes GF/C filter (1-2 µ
porestørrelse).
Analyseprogrammet er angivet i tabel 11.4, hvor antallet af parametre
og prøvetagningsfrekvensen afhænger af hvilket overvågningsprogram,
der følges (basis, ekstensiv eller intensiv). Som minimum følges
basisprogrammet.
Generelt anbefales det at anvende Dansk Standard (DS). I mange tilfælde,
f.eks. nitrat, ammonium og fosfor kan det være fordelagtigt at
anvende automatiserede modifikationer af den manuelle standardmetode
(f.eks. DS 13395, DS 11732; nitrat og ammonium målt med
flow injection). For f.eks. sulfat og klorid gælder, at bestemmelse ved
hjælp af væskekromatografi (IC) i stedet for de ældre metoder DS 286
og DS 239 i mange tilfælde vil være en mere optimal løsning.
Nitrat, ammonium, fosfat, sulfat og klorid måles altid på filtrerede
prøver. For total-N, total-P og total-Fe gælder, at grundvandvandsprøver
og jordvandsprøver (dvs. prøver fra piezometerrør)
altid skal filtreres (tabel 11.5)
89

90
Tabel 11.5 Tabellen angiver om der skal analyseres på en ufiltreret eller filtreret
prøve.
Total-N / Total-P / Total-Fe
Ufiltreret Filtreret
Grundvand X
Overrisling:
Indløb X
Udløb X
Oversvømmelse X
11.4 Vegetationsanalyse
Vegetationsanalyserne tager udgangspunkt i arealbeskrivelsen (11.1).
Der foretages vegetationsanalyser på arealtyperne: overdrev (korttema
3210), hede (korttema 3220), fersk vådområde (korttema 4110,
4112, 4120, 5123; omfatter kultureng, kalkkær, meso-eutrof kær og
oligotrof kær) samt skov (korttema 3100, 3110, 3120, 3130; omfatter
askesump, ellesump, pilesump, mose-bunke birkeskov, blandet skov,
nåleskov).
Vegetationsanalyse skal kunne danne baggrund for en efterfølgende
overvågning. Det er der taget højde for i metodevalget. Derfor er det
hensigtsmæssigt, at eventuelle opfølgninger benytter den her beskrevne
metode.
11.4.1 Permanente prøvefelter
Inden for følgende arealtyper: overdrev, hede, kultureng, mesoeutrof
kær, oligotrof kær, kalkkær askesump, ellesump, pilesump,
mose-bunke birkeskov, anden løvskov og nåleskov placeres 3-6 permanente
prøvefelter. Såfremt der eksisterer flere parceller med samme
arealtype placeres stadig kun 3-6 prøvefelter, men således at variationen
i vegetationen og de forventede ændringer i det hydrologiske
regime dækkes bedst muligt. Det forventede hydrologiske regime
efter retableringen vurderes ud fra områdets placering i forhold til
vandløbet, ådalsskrænten, områdets topografi m.m. Prøvefelterne
kan f.eks. lægges i et transekt fra vandløbet og op i ådalen.
Der skal som minimum være 16 m mellem prøvefelternes centrum.
Det eksakte antal prøvefelter afhænger af arealtypen som anført i
tabel 11.6.
Frekvensanalyser
Det enkelte permanente prøvefelt udgøres af en cirkel på 49 m 2
. Prøvefeltets
placering beskrives vha. UTM-koordinater (GPS). Det permanente
prøvefelt indtegnes på det digitaliserede kort fra forundersøgelsen,
hvor arealtyperne er indtegnet.
Der udlægges 4 tilfældigt placerede 1x1 m kvadrater inden for hver
prøvefelt. Kvadratet er underinddelt i 16 felter (Økland, 1990). Arternes
tilstedeværelse inden for hvert af de 16 felter noteres. Herefter
kan arternes frekvenser i hvert kvadrat beregnes. Efterfølgende markeres
2 af de 4 kvadrathjørner med en metalpind (i jorden så de ikke
stikker op), så den eksakte position kan genfindes. Dækningsgraden

af arter i det store prøvefelt noteres vha. van der Maarels skala (se
nedenfor; van der Maarel 1979).
Tabel 11. 6 Tabellen angiver antallet af prøvefelter der skal analyseres indenfor
hver arealtype.
Arealtype Antal prøvefelter á 49 m 2
Overdrev 3
Hede 3
Fersk vådområde
• Kultureng
• Meso-eutrof kær
• Oligotrof kær
• Kalkkær
Skov
• Askesump
• Ellesump
• Pilesump
• Birkeskov
• Anden løvskov
• Nåleskov
Dækningsgradsanalyser
I meget høj busk- og urtevegetation med dominans af enkelte store
arter er det nødvendigt at supplere frekvensanalyserne med en dækningsgradsanalyse
i de 1x1 m kvadrater (Økland, 1990). Plantearternes
hyppighed registreres ved brug af van der Maarels-skala.
van der Maarels skala :
1 = 1 individ som dækker mindre end 5 %
2 = 2 til 5 individer som dækker mindre end 5 %
3 = 6-20 individer som dækker mindre end 5 %
4 = >20 individer som dækker mindre end 5 %
5 = arten dækker fra 5 til 12,5 %
6 = arten dækker fra 12,5 til 25 %
7 = arten dækker fra 25 til 50 %
8 = arten dækker fra 50 til 75 %
9 = arten dækker mere end 75 %
Som adskilte individer regnes skud eller skudansamlinger (f.eks. tuer),
hvis rodfæste er fysisk adskilt fra andre skud.
Bestandsstørrelser
For alle A- og B-arter fra Atlas Flora Danica taxonliste (Hartvig et al.,
1992) skal bestandsstørrelserne opgøres. Hvis der er tale om få individer
(1-25) angives det nøjagtige antal, mens et større antal individer
opgives efter en grov skala: 25-100, 100-500, 500-1000 og >1000. For
nogle arter er det ikke muligt at operere med individer. Her angives
antallet af kolonier/bestande samt den omtrentlige arealdækning (i
m 2
).
Registrering af trælaget
I skove foretages en række supplerende analyser af trælaget. Inden
for det permanente prøvefelt (på 49 m 2
) registreres alle træer og bu-
3
6
3
3
3
3
3
3
3
3
91

92
ske med en diameter på mere end 3 cm i brysthøjde (DBH) med hensyn
til:
• Art
• DBH (diameter i brysthøjde)
• Højde (i flg. højdeklasser: 1600 cm).
For flerstammede træer (tveger) noteres DBH og højde for alle stammer.
For træer og buske med diameter på mindre end 3 cm i brysthøjde
angives et ca. antal samt et højdeinterval (f.eks. pil: 15 stk., 0,5-
2,5 m).
Artsbestemmelse og navngivning
Artsbestemmelse af karplanter foretages ved hjælp af Dansk Feltflora
(Hansen, 1981), De Danske Halvgræsser (Schou, 1993) og Nøgle til
Bestemmelse af danske Græsser i blomsterløs Tilstand (Gröntved og
Sørensen, 1941). Navngivningen følger Dansk Feltflora (Hansen, 1981).
11.4.2 Fotodokumentation
Som dokumentation for vegetationsanalyserne og for at give et supplerende
sammenligningsgrundlag for fremtidige analyser, foretages
en fotografisk registrering af vegetationen samtidig med vegetationsanalyserne.
Som minimum tages et oversigtsbillede af den ensartede
vegetationsflade og et nærbillede af det 49 m 2
store prøvefelt. Der
anvendes landmålerstokke eller lign. til markering af stikprøvepunktet,
så den omtrentlige vegetationshøjde kan ses på billederne.
Billederne tages i farver så vidt muligt med samme kamera, linse og
film hver gang. Hvis der benyttes digitalt kamera, benyttes samme
opløsning samt filformat.
11.4.3 Jordbundsbeskrivelse
På alle projektområder foretages der i forbindelse med vegetationsanalyserne
en beskrivelse af jordbundsprofilet, vha. jordspyd i alle
permanente vegetationsprøvefelter. Disse prøver er supplement til de
jordbundsbeskrivelser, der foretages ved piezometerrederne. Jordbundsbeskrivelsen
foretages i centrum af det 49 m 2
store permanente
prøvefelt. Her registreres:
• Førnelagets tykkelse (dvs. den uomsatte øvre del af jordbundsprofilet)
• Tørveholdige jordlags tykkelse
• Jordtype (ifølge den danske jordklassificering; Madsen et al., 1992).
• pH (H 2 O) - metode findes beskrevet i Sørensen og Bülow-Olsen,
(1994).
11.4.4 Jordbundskemi
Der udtages endvidere jordprøver umiddelbart uden for alle 1x1 m
store undersøgelseskvadrater. Jordprøven indsamles ved at lave 5
stikprøver med et jordspyd langs kvadratets kant. For hver stikprøve
skrabes det øvre uomsatte lag (førnen) væk, og en prøve af de øverste
20 cm af jordlaget udtages og blandes med de øvrige stikprøver. Heraf
gemmes ca. ½ l jord. Jorden tørres ved 50-60 grader i 1-2 døgn.

Jordprøver gemmes. Viser der sig senere et ønske om at kende jordbundens
kemi, kan analyser iværksættes.
11.5 Fugle
I hvert projektområde overvåges forekomsten af ynglefugle før og
efter retableringen. Efterregistreringen foretages inden for de første 2
år.
11.5.1 Kortlægning af yngleterritorier
Den bedst egnede metode til registrering af ynglefugle i våde enge er
kortlægning af territorier. De fleste arter er registrerbare pga. territorialadfærd,
sang, sangflugt eller - i tilfælde af forstyrrelse fra f.eks.
rovfugle - varsling. Visse arter vadefugle (rødben, almindelig ryle) er
imidlertid meget diskrete og kan bedst kortlægges i begyndelsen af
juni, hvor ungeførende fugle varsler, og antallet af par af svømmeænder
registreres bedst i maj ud fra antallet af enlige eller smågrupper
af andrikker.
Kortlægningen af territorier foregår ved, at observatøren besøger
projektområdet to gange i morgentimerne af hensyn til de dagaktive
arter. Hvis der er ressourcer til det, kan der suppleres med et besøg
sent aften af hensyn til de nataktive arter (rørdrum, vandrikse, dobbeltbekkasin).
De to gennemgange om morgenen foretages i henholdsvis
begyndelsen af maj og i begyndelsen af juni. Registreringen
om aftenen finder sted i begyndelsen af juni. Besøg bør lægges på
dage med stille vejr uden nedbør; de bedste aftenregistreringer opnås
på aftener med lunt vejr.
Registreringerne foregår så vidt muligt fra gode udsigtspunkter,
hvorfra man kan overskue vand- og engarealerne. Ved at sidde lidt
på afstand undgår man forstyrrelse af ynglefuglene, og ved hjælp af
en håndkikkert evt. suppleret med et teleskop kan man opnå en rimelig
dækning. I områder, der er svært overskuelige eller store, gennemgås
området for at opnå en bedre dækning. Observatøren skal
undgå at blive fulgt af flokke af kreaturer (kan medføre nedtrampning
af reder). Det bedste tidspunkt for en enggennemgang er tidlig
morgen.
Aften/natregistreringer foregår fra en række på forhånd fastlagte
punkter, hvorfra observatøren lytter efter sang/kald fra nataktive
arter. Observationspunkterne indtegnes på et kort, og de samme
punkter benyttes fra år til år.
Kolonirugende fugle (hættemåger og eventuelt terner) registreres ved
på afstand at bedømme antallet af reder kombineret med en vurdering
af antallet af par i kolonien.
Ved registreringerne skelnes mellem sikre og mulige ynglefund. Sikre
fund er, hvis man har observeret afledningsadfærd hos voksne fugle,
voksne fugle ved eller på rede eller dununger. Mulige fund er observationer
af territoriehævdende fugle, parringsadfærd, redebygning
eller enlige andrikker.
93

94
De artsspecifikke registreringstidspunkter, metoder, problemer og
kriterier for at fastslå ynglefund er beskrevet af Møller (1983) og Falk
(1990).
Tidsforbruget pr. besøg er ca. 1 time pr. km 2
, afhængigt af tætheden
af fugle.
Ved hvert besøg indtegnes territoriale fugles position på digitaliseret
kort fra forundersøgelsen, og det anføres med en signatur, om der var
tale om et sikkert eller muligt ynglefund. I en notesbog eller anden
protokol anføres besøgstidspunkt, tidsforbrug, vejrforhold og eventuelle
forstyrrelser, der påvirkede registreringen.
11.6 Lavvandede søer
Lavvandede søer, der opstår i forbindelse med retableringen overvåges
efter aftale med Danmarks Miljøundersøgelser. Overvågningen
foretages med henblik på at få et estimat for den samlede eller gennemsnitlige
kvælstoffjernelse i søerne. Overvågningen omfatter 12
besøg pr. år efter retableringen. Der skal måles totalkvælstof på henholdsvis
tilløb og afløb (tabel 11.1). Vandføring måles i afløb. Vandstand
måles i søen eller eventuelt i afløbet, hvis det kan anses for at
være sammenfaldende med vandstanden i søen. Endvidere måles
sigtdybden.
Der anvendes de samme metoder og detektionsgrænser, som anvendes
i forbindelse med NOVA-programmet (Miljøstyrelsen, 2000). De
aktuelle metoder og detektionsgrænser er angivet i tabel 11.7.
Herudover skønnes ved hvert besøg undervandsplanternes arealdækning
i søen i procent af søens samlede vanddækkede areal (arealdækningsgraden
vurderes til nærmeste 10 %).
Tabel 11.7 Tabellen giver en oversigt over parametre, der skal måles ved basis-overvågningen af søer. Herudover
er angivet frekvensen, metoden og detektionsgrænsen for de enkelte parametre. Endelig er den
foretrukne enhed ved dataoverførsel angivet.
Parameter Frekvens Metode Detektionsgrænse Enhed
Totalkvælstof i tilløb 12 pr. år DS221 0,06 mg N l -1
mg N l -1
Totalkvælstof i afløb 12 pr. år DS221 0,06 mg N l -1
mg N l -1
Vandføring i afløb 12 pr. år ”Vingemåling” - liter sekund -1
Vandstand 12 pr. år - 0,01 m m (lokal eller i f.t. DNN*)
*) DNN: Dansk normal nul.

Referencer
Følgende referencer indeholder diskussion af de nævnte metoder
samt i mange tilfælde mere udførlige anvisninger end givet her:
Heyer, W.R., Donnelly, M.A., McDiarmid, R.W., Hayek, L.-A.C. & Foster,
M.S. (eds.)(1994): Measuring and Monitoring Biological Diversity.
Standard Methods for Amphibians. Smithsonian Institution Press,
Washington and London. 364 sider.
Wederkinch, E. (1988): Vejledning i metoder til overvågning af Padder
og Krybdyr. Skov- og Naturstyrelsen. 81 sider.
Følgende reference indeholder oplysninger om padders generelle
biologi, aktive sæson, kvækkesæson m.m.:
Fog, K., Schmedes, A. & Rosenørn de Lasson, D. (1997): Nordens padder
og krybdyr. Gad, København. 365 sider.
Referencer - vådområder
Hydraulisk ledningsevne, nedbør, fordampning
Amoozegar, A. and Warrick, A.W. (1986): Hydraulic conductivity of
saturated soils: field methods. In: (Ed.) Arnold Klute: Methods of soil
analysis, Part 1, Second Edition, pp. 735-770. American Society of
Agronomyy, Inc., Soil Science Society of America Inc., Publisher, Madison,
Wisconsin USA
Bouwer, H. and Rice, R.C. (1976): A slug test for determining hydraulic
conductivity of unconfined aquifers with completely or partially penetrating
wells. Water Resources Research, Vol. 12, No 3, 423-428.
Bouwer, H. and Jackson, R.D. (1974): Determining soil properties. In:
(ed.) J. Van Schilfgaarde: Drainage for agriculture. Agronomy 17, pp.
611-672. American Society of Agronomyy, Inc., Publisher, Madison,
Wisconsin USA.
Butler, J. J. Jr. (1998): The design, performance and analysis of slug
test. Lewis Publishers.
Clark, D.R., Olesen, J.E., Mikkelsen, H.E., Clausen, S.U. and Waagepetersen,
J. (1992): Historical trends in precipitation, evapotranspiration
and runoff from nine Danish catchments. Beretning nr. S 2177 – 1992,
Landbrugsministeriet, Statens Planteavlsforsøg.
Luthin, J.N. and Kirkham, D. (1949): A piezometer method for measuring
permeability of soil in situ below a water table. Soil Science 68,
348-358.
95

96
Todd, K.D. (1980): Groundwater hydrology, Second Edition. John Wiley
& Sons.
Youngs, E.G. (1968): Shape factors for Kirkham’s piezometer method
for determining the hydraulic conductivity of soil in situ for soils
overlying an impermeable floor or infinitely permeable stratum. Soil
Science, Vol. 106, No 3, 235-240.
Jordprofilbeskrivelse
Greve, M.H. & Sørensen, P. (1992): Vejledning i jordprofilbeskrivelse.
Geokompendium nr. 30, Geologisk Institut, Aarhus Universitet
Greve, M.H. & Sørensen, P. (1992): Vejledning i borebeskrivelse. Geokompendium
nr. 31, Geologisk Institut, Aarhus Universitet.
Larsen, G., Frederiksen, J., Villumsen, A., Fredericia, J., Gravesen, P., Foged,
N., Knudsen, B. og Baumann, J. (1988): Vejledning i ingeniørgeologisk
prøvebeskrivelse. Dansk Geoteknisk Forening.
McRae, S.G. (1988): Practical pedology. Studying soils in the field.
Ellis Horwood limited. John Wiley and Sons.
Soil Survey Staff (1975): Soil Taxonomy. A basic system of soil classification
for making and interpreting soil surveys. Agricultural Handbook
no. 436, USDA, Washington D.C.
Næringsstoffer
Ambus, P. & Hoffmann, C.C. (1990): Kvælstofomsætning og stofbalance
i ånære områder. NPo-forskning fra Miljøstyrelsen, Nr. C13, 65 pp.
Hoffmann, C.C., Dahl, M., Kamp-Nielsen, L. & Stryhn, H. (1993): Vandog
stofbalance i en natureng. Miljøprojekt nr. 231, 150 pp, Miljøstyrelsen.
Hoffmann, C.C. (1998): Nitrate removal in a regularly flooded riparian
meadow. Verh. Internat. Verein. Limnol. 26, 1352-1358.
Hoffmann, C.C. (1998): Nutrient retention in wet meadows and fens.
Ph.D. thesis. University of Copenhagen and National Environmental
Research Institute.
Argon/N 2
Blicher-Mathiesen, G., McCarty, G.W., & Nielsen, L.P. (1998): Denitrification
and degassing in groundwater estimated from dissolved dinitrogen
and argon. J. Hydrol 208, 16-24.
Hill, A. R. (1996): Nitrate removal in stream riparian zones. J. Environ.
Qual. 21, 659-665.
Smith, R.L. Howes, B.L. & Duff, J.H. (1991): Denitrification in nitratecotaminated
groundwater: Occurence in steep vertical geochemical
gradients. Geochim. Cosmochim. Acta, 55, 1815-1825.

Håndbøger
Aslyng, H.C. (1976): Klima, jord og planter, 5.udgave. DSR Forlag,
Den Kgl. Veterinær- og Landbohøjskole.
Dahl, N.J. (1969): Grundvandsbevægelse - en elementæt fremstilling.
Teknisk Forlag, København.
Otnes, J. og Ræstad, E. (197): Hydrologi i praksis, Annen Utgave. Ingeniørforlaget,
Oslo.
Rebsdorf, Aa., Friberg, N., Hoffmann, C.C. og Kronvang, B. (1994): Ånære
arealers samspil med vandløb – En sammenstilling af eksisterende
viden. Miljøprojekt nr. 275, Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen.
Referencer – vandløb
Jensen, J. L. og Frost, K. (1992): Hydrometrisk Feltarbejde, Publikation
nr. 10 fra Fagdatacenter for Hydrometriske Data, Hedeselskabet.
Kronvang, B. & Bruhn, A. (1990): Overvågningsprogram. Metoder til
bestemmelse af stoftransport i vandløb. Teknisk anvisning. - Miljøministeriet,
Danmarks Miljøundersøgelser, 1990, 22 s.
Kronvang, B. & Rebsdorf, Aa. (1988): Overvågningsprogram. Vandkvalitet
i vandløb. Prøvetagning og analysemetoder. - Miljøstyrelsens
Ferskvandslaboratorium, 19: 1990,
Kronvang, B., Svendsen, L.M., Brookes, A., Fisher, K., Møller, B., Ottesen,
O., Newson, M. og Sear, D. (1998): Restoration of the rivers Brede, Cole
and Skerne: a joint Danish and British EU-LIFE demonstration
project, III – Channel morphology, hydrodynamics and transport of
sediment and nutrients. Aquatic Conservation: Marine and
Freshwater Ecosystems, 8, 209-222.
Svendsen, L.M. og Rebsdorf, Aa. (1994): Kvalitetssikring af overvågningsdata.
Retningslinier for kvalitetssikring af ferskvandskemiske
data i Vandmiljøplanens Overvågningsprogram. Teknisk anvisning
fra DMU, nr.7, 1994, 87 pp.
Referencer - søer
Jensen, J.P., E. Jeppesen, M. Søndergaard, T. Lauridsen & L. Sortkjær,
(1996): Ferske vandområder - søer. Vandmiljøplanens Overvågningsprogram
1995. Danmarks Miljøundersøgelser - Faglig rapport fra
DMU nr. 176. 96 s.
Jensen, J.P., M. Søndergaard, E. Jeppesen, T. Lauridsen & L. Sortkjær,
(1997): Ferske vandområder - søer. Vandmiljøplanens Overvågningsprogram
1996. Danmarks Miljøundersøgelser. - Faglig rapport fra DMU nr. 211. 106
s.
97

98
Jensen, J.P. & Søndergaard, M. (1998): Indikatorer for naturkvalitet i
søer. Faglig rapport fra DMU nr. 238. Danmarks Miljøundersøgelser
42 s.
Kristensen, P., J.P. Jensen & E. Jeppesen. (1990): Eutrofieringsmodeller
for søer. NPo-forskning fra Miljøstyrelsen., C9. 120 s.
Kronvang, B. & Bruhn, A. (1990): Overvågningsprogram. Metoder til
bestemmelse af stoftransport i vandløb. Teknisk anvisning. - Miljøministeriet,
Danmarks Miljøundersøgelser, 1990, 22 s.
Kronvang, B. & Rebsdorf, Aa. (1988): Overvågningsprogram. Vandkvalitet
i vandløb. Prøvetagning og analysemetoder. - Miljøstyrelsens
Ferskvandslaboratorium, 19: 1990,
Kronvang, B., Jensen, J.P., Pedersen, M.L., Müller-Wohlfeil, D.-I., Wiggers,
L, Kronquist, H., Tornbjerg, H. & O. Ringsborg (1998): Oplandsanalyser
af vandløbs- og søoplande Miljøstyrelsen, 2000. Programbeskrivelse
for NOVA 2003. Tekstdel. findes på WWW.MST.DK/nova2003. NO-
VA 1998-2000.Vandløb og Søer. Udkast til teknisk anvisning. Danmarks
Miljøundersøgelser.
Miljøstyrelsen (1999): NOVA 2003 - Programbeskrivelse. Tekstdel +
bilag.
Søndergaard, M. & Jeppesen, E. (1991): Retablerede søer. Udvikling og
overvågning. Faglig rapport fra DMU nr. 25. Danmarks Miljøundersøgelser.
88 s.
Søndergaard, M, Jensen, J.P., Jeppesen, E. & Agerbo, E. (1999): Undersøgelsesprogrammer
for søer. Miljøprojekt nr. 446. Miljøstyrelsen. 75 s.
Vollenweider, R.A. (1976): Advances in defining critical loading levels
for phosphorus in lake eutrophication. Mem. Ist. Ital. Idrobiol. 33: 53-
83.
Wiggers, L., Tornbjerg, H. Windolf, J., Svendsen L.M. & Kronvang, B.
(1994): Notat fra arbejdsgruppen vedrørende beregning af den diffuse
tilførsel af total N og total P fra umålte oplande i Overvågningsprogrammet.
Udsendt af Danmarks Miljøundersøgelser.
Referencer – fauna
Anon. (1984): British National Survey Method. - I.U.C.N. Otter Specialist
Group - European section, Bulletin 1: 11-12.
Hammershøj, M., Madsen, A.B., Bruun-Schmidt, I.Ø., Gaardmand, B.,
Jensen, A., Jensen, B., Jeppesen, J.L. & Laursen, J.T. (1996): Overvågning
af odder (Lutra lutra) i Danmark 1996. Otter (Lutra lutra) Survey of
Denmark 1996. Danmarks Miljøundersøgesler. 40 s. Faglig rapport fra
DMU. Nr. 172.
Madsen, A.B. (1989): Bevar odderen. En håndbog i odderbeskyttelse.
Miljøministeriet. Skov- og Naturstyrelsen. 40 sider.

Madsen, A..B., Gaardmand, B. & Mikkelsen, P. (1996): Overvågning af
odder (Lutra lutra) i Karup Å, Hvidbjerg Å/Thy, Ryå og Skals Å,
1985-1994. Samarbejdsprojekt mellem Danmarks Miljøundersøgelser
og Skov- og Naturstyrelsen. Danmarks Miljøundersøgelser 42 s. Faglig
rapport fra DMU. Nr. 171.
Referencer - basisovervågning
Falk, K. (1990): Vejledning i metoder til overvågning af fugle. Naturovervågningsrapport.
Skov- og Naturstyrelsen.
Gröntved, J. og Sørensen, T. (1941): “ Nøgle til Bestemmelse af danske
Græsser i blomsterløs Tilstand”. København, Munksgaard.
Hansen, K. (ed.) (1981): “Dansk Feltflora”. København, Gyldendal.
Hartvig, P., Leth, P., Nielsen, H. og Plöger, E. (1992): “Atlas Flora Danica
- Taxonliste”. Dansk Botanisk Forening og Københavns Universitet.
Madsen, H.B., Nørr, A.H. og Holst, K.A. (1992): “Atlas over Danmark.
Serie 1, bind 3. Den danske jordklassificering”. Det Kongelige Danske
Geografiske Selskab, København.
Møller, A.P. (1983): Metoder til overvågning af fuglelivet i de nordiske
lande. Miljørapport 1983: 1. Nordisk Ministerråd. 185 sider.
Miljøstyrelsen (2000): NOVA 2003, Programbeskrivelse for det nationale
program for overvågning af vandmiljøet 1998-2003. Redegørelse
fra Miljøstyrelsen, Nr. 1, 2000. 397 s.
Nielsen, K., Stjernholdm, M., Olsen, B. Ø., Müller-Wohlfeil, D-I., Madsen,
I-L, Kjeldgaard, A., Groom, G., Hansen, H. S., Rolev, A. M., Hermansen,
B., Skov-Petersen, H., Johannsen, V. K., Hvidberg, M., Jensen, J. E., Bacher,
V & Larsen, H. (2000): Areal Informations Systemet – AIS. Miljø- og
Energiministeriet, Danmarks Miljøundersøgelser.
Schou, J.C. (1993): “De Danske Halvgræsser”. Biologisk Forening for
Nordjyllands Forlag.
Sørensen, N. K. og Bülow-Olsen, A. (1994): “Fælles arbejdsmetoder for
jordbundsanalyser”. Plantedirektoratet, Ministeriet for Fødevarer,
Landbrug og Fiskeri.
van der Maarel, E. (1979): “Transformation of cover-abundance values
in phytosociology and its effects on community similarity”. Vegetatio
39: 97-114.
Økland, R.H. (1990): “Vegetation ecology: theory methods and applications
with reference to Fennoscandia”. Sommerfeltia Suppl. 1.
99

Bilag 7.1 Oversigt over danske plantesamfund på lavbundsarealer
Kultureng
Almindelig kvik/ager-tidsel-samfund
Denne kulturengstype er karakteriseret ved en meget høj forekomst af arter såsom almindelig
kvik, hundegræs, stor nælde, burre-snerre og ager-tidsel, hvilket indicerer at arealet har været i
omdrift indenfor en begrænset årrække. Det omfatter drænede og gødskede kulturenge, der er
blevet omlagt indenfor ganske få år og er meget udbredt i hele landet.
Almindelig rajgræs/hvid-kløver samfund
Almindelig rajgræs, hvid-kløver, mælkebøtte, almindelig hønsetarm, fløjlsgræs, almindelig røllike,
enårig rapgræs m.fl. er hyppige arter i almindelig rajgræs/hvid kløver-samfundet. Vegetationen er
kendetegnet ved at rumme få urter, få kvælstoffixerende arter, udover hvid kløver og få fugtigbundsarter.
Samfundet omfatter drænede og gødskede kulturenge, der er blevet omlagt indenfor
ganske få år og er vidt udbredt i hele landet.
Lav ranunkel/almindelig rapgræs-samfund
Arter såsom lav ranunkel, fløjlsgræs, kryb-hvene, mose-bunke, eng-svingel og rød svingel indikerer
at engen ikke har været omlagt i en længere periode. Kær-tidsel, eng-kabbeleje, eng-karse,
sump-fladstjerne, eng-snerre og andre fugtigbundsarter finder efterhånden indpas i vegetationen.
Dette samfund omfatter drænede og gødskede kulturenge, der er blevet omlagt for flere år siden.
Lav ranunkel/almindelig rapgræs-samfundet er meget udbredt i hele landet.
Mose-bunke samfund
Mose-bunke er konstant og næsten altid dominerende i dette urtefattige samfund. Vegetationens
sammensætning er afhængig af fugtighedsforholdene. Ved en høj fugtighed er tuedannende arter
såsom mose-bunke, lyse-siv og star-arter med til at skabe en mikrotopografisk heterogen vegetation.
Ved en lavere fugtighed f.eks. på sommerudtørrende lavbundsjorder, er tuedannelsen mindre
udpræget og arter såsom lav ranunkel, fløjlsgræs og almindelig rapgræs kan træffes. Samfundet
findes på næringsberigede og/eller drænede enge, hvor der ikke for nyligt er foretaget udsåning.
Det findes på vinterfugtige arealer, hvor der ikke forekommer vintervanddækning. Mose-bunke
samfundet forefindes bl.a. langs vandløb, men ikke ved søbredder og på den øvre geolittoral på
strandenge med lille saltpåvirkning. Dette samfund er vidt udbredt i hele landet.
Kryb-hvene/knæbøjet rævehale-samfund
Kryb-hvene/knæbøjet rævehale-samfundet er domineret af kryb-hvene og knæbøjet rævehale. Lav
ranunkel, gåsepotentil, nedbøjet ranunkel, tigger-ranunkel og vand-mynte er også hyppigt forekommende,
ligesom vand-pileurt, høj sødgræs, manna-sødgræs og andre arter tilknyttet våd bund
kan træffes. På oligotrof bund er almindelig star, smalbladet kæruld, kær-ranunkel m.fl. hyppige.
Ved saltpåvirkning træffes arter såsom strand-kogleaks, blågrøn kogleaks, og strand-trehage. Samfundet
træffes på våd, kompakt, leret jordbund ofte på forstyrret bund, eks. hvor der er et højt
græsningstryk. Forekommer ved gadekær og ved små vandhuller hvor kreaturer færdes, lavninger
i kulturenge og over vintervandstandslinien på strandenge med lav salinitet. Det er vidt udbredt i
Danmark.
100

Meso-eutrofe plantesamfund
Rørgræs-samfund
Artssammensætningen i rørgræs-samfundet afhænger af de hydrologiske forhold. Under forholdsvis
høj fugtighed er rørgræs næsten eneherskende, men få vandplanter såsom vand-mynte,
blære-star, kær-star, kær-snerre og manna-sødgræs kan forekomme i bundlaget. Ved en lav fugtighed
træffes næringskrævende arter såsom almindelig kvik, stor nælde, mose-bunke og agertidsel.
Det findes som et smalt bælte af tør rørskov ved næringsrige (naturlige og eutrofierede) søer
og vandløb. Forekomsten af dette samfund er ofte indikation for eutrofiering. Rørgræs-samfundet
er almindeligt i hele landet og i fremgang som følge af eutrofiering og driftsophør.
Tagrør/bittersød natskygge-samfund
Tagrør/bittersød natskygge-samfundet er det mest udbredte rørsumpsamfund i Danmark. Samfundet
er ofte artsfattigt, sandsynligvis som følge af udskygning fra de høje tagrørs-planter, men til
tider kan rørsumpen indeholde et stort antal arter såsom almindelig gifttyde, kattehale, duskfredløs,
almindelig skjolddrager, kær-snerre, vand-mynte og sværtevæld.
Dette rørsump-samfund tolererer meget variable næringsforhold, men er dog meget sparsomt udviklet
ved næringsfattige forhold. Samfundet foretrækker permanent våde forhold og svækkes
betydeligt ved sommerudtørring. Det ses oftest som det yderste bælte i rørsumpen i stillestående
eller letbevægende vand og vinteroversvømmede moser. Forekomsten af høje urter såsom almindelig
mjødurt, stor nælde og lådden dueurt indikerer tørre, forstyrrede og næringsberigede forhold.
Tagrør/bittersød natskygge-samfundet er vidt udbredt i hele landet og favoriseres af næringsberigelse.
Høj sødgræs-samfund
Høj sødgræs-samfundet er meget variabelt, men er oftest ganske artsfattigt. Samfundet findes i
kanten af rørsumpen ved søer og vandløb og i vældområder. Det stiller krav om et højt næringsindhold
og træffes oftest på mineralbund og mindre hyppigt på tørvejorder. Samfundets udbredelse
er dårligt dokumenteret, men formodes at være almindeligt i hele landet undtagen NV-
Jylland.
Stiv star-samfund
I dette samfund danner stiv star store tuer, der typisk er 30-40 (60) cm i diameter og omkring 50 cm
høje. Denne struktur danner en mosaik af varierede voksesteder, der differentierer fordelingen af
arter. Eks. vil vådbundsplanter såsom tagrør, dusk-fredløs, kær-snerre, sump-snerre, tråd-star,
vand-skræppe, almindelig skjolddrager, sværtevæld, billebo klaseskærm, gul iris, kunne vokse
mellem tuerne og tørbundsarter såsom eng-rørhvene, mælkebøtte og ager-padderok kan findes på
tuerne. Stiv star-samfundet er økologisk heterogent og forekommer på både eutrof og mesotrof
bund med udprægede grundvands fluktuationer. Samfundet kan træffes hvor der er vintervanddækket
på både kalkrig og kalkfattig bund og findes som rørsump-vegetation langs søer, vandløb,
tørvegrave og dyndenge. Det er almindeligt forekommende, hyppigst i Østjylland og på øerne og
aftager i hyppighed mod nord.
Top-star samfund
Dette samfund er karakteriseret ved dominans af top-star, der danner store oprette tuer op til 1 m
højde. De øvrige arter findes på tuerne, der kan danne voksested for en rig urteflora (eng-viol,
kær-snerre, kær-dueurt) og mellem tuerne hvor der kan forekomme et række rørsumparter (kærpadderok,
eng-forglemmigej). Top-star samfundet forekommer ved mindre fugtige væld end
sump-kællingetand/dynd-padderok-samfundet, i åbent vand, som en zone udenfor tagrør/bittersød
natskygge-rørsumpe, ved oversvømmede områder nær søer og vandløb og gamle
tørvegrave. Samfundet findes i meso- til eutrofe (morænebund) eller eutrofierede kær med stor
tilgængelighed af kvælstof og fosfor. Top-star samfundets udbredelse er dårligt dokumenteret,
men formodes at være almindeligt i det østlige Jylland og på øerne.
101

Nikkende star-samfund
Vegetationen i dette samfund er meget ensformig og består næsten udelukkende af nikkende star,
der bliver meterhøj. Samfundet afhænger af årlige oversvømmelser og er karakteriseret ved en høj
vintervandstand. Både sommerudtørrende og sommervåde lokaliteter forefindes, men vegetationen
tåler ikke langvarige udtørringer. Et veludviklet nikkende star-samfund forefindes kun ved
åbreder, særligt hvor åløbene antager større bredder. Det optræder hyppigst på morænebund og
kan beskrives som eutrof. Samfundet tåler i nogen grad oversvømmelse af brakvand og de vådeste
partier påvirkes ikke af gødskning. Dets udbredelse er dårligt dokumenteret, men formodes at
være almindeligt i det østlige Jylland og på øerne.
Eng-rørhvene samfund
Eng-rørhvene er alt-dominerende i dette artsfattige samfund. Det forekommer, hvor der om sommeren
er forholdsvis tørt og hvor jordbunden er vandmættet eller tidvis oversvømmet i vinterperioden
ofte på drænet, eutrof tørv. Når først samfundet er etableret, er eng-rørhvene, på grund af
dens betydelige førneproduktion, meget konkurrencestærk. Eng-rørhvene samfundets udbredelse
er dårligt dokumenteret, men det formodes at være almindeligt i det østlige Jylland og på øerne.
Lyse-siv/kær-tidsel-samfund
Lyse-siv/kær-tidsel-samfundet er et artsrigt samfund, der er karakteriseret ved forekomsten af
almindelig star, almindelig syre, kragefod, eng-viol, hirse-star, kær-dueurt, kær-snerre, plettet gøgeurt
m.fl. Ved naturligt næringsrige forhold træffes undertiden en række mere specielle arter såsom
kær-star, toradet star, sump-snerre, maj-gøgeurt, eng-kabbeleje, engblomme, vild hør, engkarse,
kær-høgeskæg, hjertegræs og tvebo baldrian. Samfundet omfatter mesotrofe-eutrofe enge
uden kalkpræg. Det forekommer i lavninger, omkring vandhuller, langs søbredder og vandløb.
Ved dræning og/eller gødskning vil samfundet udvikle sig mod lav ranunkel/alm. rapgræssamfundet.
Lyse-siv/kær-tidsel-samfundet er den almindeligste naturengtype i Danmark.
Almindelig mjødurt-samfund
Alle højstaudesamfund er samlet i almindelig mjødurt-samfundet, der er karakteriseret ved at være
højtvoksende, urterigt og ofte artsfattigt. Artssammensætningen er meget variabel og afhænger
af artssammensætningen i de tidligere successionsstadier. I de første år efter driftsophør er det
arter såsom toradet star og almindelig rapgræs, der breder sig i vegetationen, men efter få år er det
oftest almindelig mjødurt, stor nælde, tue-star, lådden dueurt m.fl., der dominerer vegetationen.
Ved høje næringsniveauer vil vegetationen omfatte ruderale arter eller arter karakteristiske for
næringsrige jorder såsom ager-tidsel, almindelig kvik og kruset skræppe. Forekomsten af almindelig
mjødurt-samfundet indicerer en vis næringsrigdom enten naturligt eutrofe forhold eller eutrofierede
forhold (gødskning og/eller dræning). På arealer med kalk i jordbunden er atsrigdommen
større. Almindelig mjødurt-samfundet favoriseres af næringsberigelse og er meget vidt udbredt
over hele landet og i fremgang som følge af driftsophør.
Manna sødgræs-samfund
I manna sødgræs-samfundet er vegetationen karakteriseret ved forekomsten af manna sødgræs,
ofte sammen med almindelig sumpstrå (på lidt lavere vand), mangestænglet sumpstrå og en række
lavtvoksende arter såsom tudse-siv, strandbo, vandnavle og hunde-hvene. Manna sødgræssamfundet
forekommer på våd og mager bund ved næringsfattige søer, vandløb og kildevæld.
Ifølge Warming (1909) træffes samfundet på dybere vand end sø-kogleaks, tagrør og dunhammer
langs søer i klitområder. Dets udbredelse er dårligt dokumenteret, men det formodes at være
spredt forekommende.
Dynd-padderok-samfund
Dette samfund består af en højtvoksende ensartet vegetation domineret af dynd-padderok med
sparsomt indslag af urter. Dynd-padderok-samfundet forekommer i stillestående forholdsvis lavt
vand, under både oligo- og mesotrofe forhold. Det findes ofte udviklet i tilknytning til oligotrofe
102

søer eller tørvegrave omgivet af pors-blåtop samfundet eller klokkelyng-hede. Samfundet går tilbage
ved eutrofiering. Dets udbredelse er dårligt dokumenteret, men formodes at være almindeligt.
Kalkkær
Hvas avneknippe-samfund
Hvas avneknippe-samfundet er domineret af den højtvoksende og kalkyndende art, hvas avneknippe.
Samfundet er floristisk variabelt og kan enten bestå af ensartede, artsfattige, tætte og op til
2 m høje bestande af hvas avneknippe med en betydelig førneproduktion eller fremtræde mere
åbent med forskellige sump- og kalkarter. Det findes på naturligt næringsrige lokaliteter, hvor
kalkpåvirkningen og forekomsten af kvælstof og organisk stof ikke er for stor. Det findes bl.a. udviklet
på bredden til kalkrige søer, ved fremsivende kalkholdigt grundvand og i tilknytning til
gamle havarme på alluvial bund på cardium-dynd. Hvas avneknippe-samfundet kan forekomme
som pioneersamfund i rørsumpen ved søbredder og hvor vandspejlet er højt og kan opretholdes
ved en meget ekstensiv drift. Dets udbredelse er dårligt dokumenteret, men formodes at være forholdsvis
sjældent.
Sump-kællingetand/dynd-padderok-samfund
Dette meget artsrige samfund er karakteriseret ved forekomsten af dynd-padderok, sumpkællingetand,
næb-star, trævlekrone, eng-kabbeleje, bukkeblad , kær-snerre, sump-forglemmigej,
eng-karse, kær-høgeskæg, hjertegræs, eng-viol, maj-gøgeurt, kødfarvet gøgeurt, vild hør, dyndstar,
almindelig milturt, vand-karse m.fl. På nogle lokaliteter danner Paludella squarrosa tætte,
meget faste grågrønne tuer. Sump-kællingetand/dynd-padderok-samfundet findes i mesotrofe
væld uden eller med sparsom kalkforekomst. Samfundet er meget følsomt specielt overfor slåning
eller græsning, da arterne har et yderst ringe formerings- og spredningspotentiale. Det er oprindeligt
karakteristisk for jyske vældmoser, men er sjældent idag.
Butblomstret siv/blågrøn star-samfund
Butblomstret siv/blågrøn star-samfundet er floristisk variabelt. Hvor vegetationen ved drift holdes
lavtvoksende og åbent, kan dette urterige græsdominerede samfund være meget artsrigt og rumme
mange sjældne karplanter og mosser. De hyppigste arter er blåtop, blågrøn star, rød svingel,
hirse-star, kær-trehage, krognæb star og tormentil. Lavtvoksende arter såsom sump-hullæbe, melet
kodriver, hjertegræs, rust-skæne, vild hør, kær-høgeskæg, sump-forglemmigej, stivhåret borst, fin
bunke, rosmarin-pil, bredbladet kæruld, loppe-star, skede-star, engblomme, mygblomst, almindelig
vibefedt, eng-troldurt og vinget perikon er mere eller mindre hyppige i dette samfund. Hvor
driften er ophørt, hvor græsningstrykket er lavt eller hvor den naturlige hydrologi er forstyrret
kan butblomstret siv og blågrøn star danne store sammenhængende bestande med en højtvoksende
mere artsfattig vegetation. Her træffes endvidere tagrør, blåtop, hjortetrøst og angelik.
Dette samfund er begrænset til områder med kalkrig eller basemættet (dvs kystnær) jordbund.
Forekommer ved ret fugtige forhold som f.eks. væld, topogene kær med vandtilførsel fra kalkrige
jordlag og afblæste klitlavninger.
Butblomstret siv/blågrøn star-samfundet kan forekomme som pioneersamfund ved blotlægning af
sandet i klitlavninger og ved tørveskrælning i kær hvor der er kontakt mellem planternes rødder
og det kalkrige substrat. På lokaliteter uden trykvand er butblomstret siv/blågrøn star-samfundet
afhængig af drift.
Butblomstret siv/blågrøn star-samfundet kan modstå en delvis afvanding og en mindre næringsberigelse,
men vil udvikles mod et stor nælde-domineret almindelig mødurt-samfund ved en større
næringsberigelse eller ved udtørring.
Butblomstret siv/blågrøn star-samfundet er forholdsvis sjældent og i tilbagegang.
Oligotrofe kær
103

Hvid næbfrø-samfund
Hvid næbfrø er den dominerende karplante i dette samfund. Hvor der er meget vådt kan dyndstar
og blomstersiv forekomme. Sphagnum- arter såsom S. fallax er hyppige. Samfundet findes på
permanent vanddækket oligotrof sand eller tørv. Vegetationen findes i stillestående, sur og dystrof
vand i huller af Sphagnum-moser med tykt tørvelag eksempelvis tue-kæruld/hedelyngsamfundet
og klokkelyng-samfundet. Hvid næbfrø-samfundet forekommer i høljelignende vegetation
på ødelagte højmoser, våde dele af sure hængesække, tørvegrave, der ikke når ned til mineraljorden,
og flade hede- og klitkær, der er vanddækkede i en stor del af året. Det er sjældent og
har sin hovedudbredelse i det vestlige Jylland, men er tillige registreret i bla. Grib Skov.
Smalbladet kæruld-samfund
Smalbladet kæruld-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af malbladet kæruld, tranebær,
rundbladet soldug, næb-star, bukkeblad, grå-star, hvid næbfrø m.fl.. Sphagnum fallax er ofte den
dominerende Sphagnum-art, men andre arter er også almindelige. Samfundet findes som en veludviklet
hængesæk i kanten af mindre oligotrofe søer, i nye tørvegrave med tørv i bunden (ikke
dybe grave) og i lavninger med et tæt Sphagnum-tæppe. Det har sin hovedudbredelse i det vestlige
Jylland og er spredt forekommende.
Liden siv-tvepibet lobelie samfund
Liden siv-tvepibet lobelie-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af liden siv, tvepibet lobelie,
næb-star, mangestænglet sumpstrå, kortsporet blærerod, svømmende sumpskærm, søpryd,
strandbo m.fl. I liden siv-tvepibet lobelie samfundet er forekomsten af Sphagnum-arter og pleurocarpe
bladmosser begrænset. Dette samfund forekommer ved næringsfattige, lavvandede, mere
eller mindre klarvandede søer med en ganske ringe tørvedannelse. Liden siv-tvepibet lobelie samfundet
danner bredvegetationen ved lobelie-søer hvor vandet ikke er helt klart og danner overgang
mellem egentlige lobelie-søer og de brunvandede søer. Liden siv-tvepibet lobelie samfundet
er fhv sjældent og er tilknyttet Midt- og Vestjylland.
Liden siv/hunde-hvene/Sphagnum spp.-samfund
Liden siv/hunde-hvene/Sphagnum spp.-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af liden siv,
hunde-hvene, smalbladet kæruld, almindelig star, mangestænglet sumpstrå, manna sødgræs m.fl..
Sphagnum-arter kan være ganske hyppige i dette samfund hvor søen ikke udtørres hvert år og evt
starte en hængesækdannelse. Samfundet forekommer som breddvegetation ved sure, brunvandede,
lavvandede eller tidsvis udtørrede søer. Hvor søen tørrer ud jævnligt ses kun en begrænset
tørvedannelse og ingen hængesæk. Ved jævnlige skift mellem udtørring og oversvømmelse må
samfundet formodes at opretholde sig selv. Liden siv/hunde-hvene/Sphagnum spp.-samfundet er
spredt forekommende i Midt- og Vestjylland.
Strandbo/tvepibet lobelie-samfund
Strandbo/tvepibet lobelie-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af strandbo, lobelie, tudsesiv
og almindelig sumpstrå sammen med arter såsom klit-siv, sand-siv, svømmende sumpskærm,
søpryd. Hvor tagrør og høj sødgræs forekommer står skudene kun ganske spredt. Samfundet
forekommer i næringsfattige og klarvandede søer i hede og klitegne. Det er meget sjældent i Danmark
og er kun dokumenteret i Thy.
Næb-star/Sphagnum samfund
Ved en forholdsvis høj fugtighed består næb-star/Sphagnum samfundet næsten udelukkende af
næb-star og et veludviklet lag af vandplanter (bukkeblad, arter af blærerod) og arter tilknyttet rørsumpe.
Hvor tørvelaget er forhøjet eller hvor der er ved at blive dannet en hængesæk og planterne
vokser under varierende fugtighedsforhold vil vandplanterne forkomme mere spredt, medens
submerse Sphagnum-mosser er mere hyppige. Næb-star/Sphagnum samfundet findes som begyndende
hængesæk i tørvegrave, hvor der er kontakt til mineraljorden og søbreder ved brunvandede
søer. Samfundet kan bl.a. forekomme som rørsump i breddevegetationen ved oligotrofe
104

søer indtil 1m vand, det første stadium i en hængesækdannelse og ved tilgroningen af unge dybe
tørvegrave. Næb-star/Sphagnum samfundet er pioneer-samfund ved forholdsvis dybe næringsfattige
søer og randen af dybe tørvegrave. Det er spredt forekommende og har sin hovedudbredelse
i den vestlige del af landet.
Næb-star/dynd-star/skorpionmos samfund
Næb-star/dynd-star/skorpionmos samfundet er karakteriseret ved forekomsten af næb-star,
dynd-star, grenet star, smalbladet kæruld, kragefod, bukkeblad, smalbladet ærenpris, kærranunkel
og kortsporet blærerod i urtelaget og skorpionmos og andre pleurocarpe bladmosser
(brunmosser) i bundlaget. Hvor der er meget vådt kan vådbundsarter såsom gul åkande, liden siv,
tvepibet lobelie og sø-kogleaks træffes som vegetations-relikter fra den tidligere sø. Artsammensætningen
afhænger af kalkindholdet. Samfundet findes som hængesæk i oligo-mesotrofe søer og i
væld med stagnerende vand, ofte med kalk. Det er yderst sjældent i Danmark og det er uvist om
der stadig findes velfungerende lokaliteter i Danmark.
Tråd-star samfund
Tråd-star samfundet er karakteriseret ved tråd-star, der kan være eneherskende i enten store
sammenhængende bevoksninger eller i snævre bælter. Grenet star, dynd-padderok, blomstersiv,
kragefod, rosmarin-pil og kær-dunbregne kan forekomme i varierende mængde. I bunden træffes
en række mosser, der undertiden kan danne hængesæk på meget lavt vand. Samfundet findes på
oligotrof mineraljord. Det er et typisk ekstremfattigkærssamfund på afgravet tørvejorde og ved
sandede bredder af oligotrofe søer hvor den kan initiere en hængesækdannelse. Det forekommer
ofte på mineraljord hvor tørven er gravet af hedemoser og i dybe tørvegrave. Tråd-star samfundets
udbredelse er dårligt dokumenteret, men formodes at være forholdsvis sjældent.
Tue kæruld/hedelyng-samfund
Tue kæruld/hedelyng-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af tue-kæruld, hedelyng,
tranebær, revling, blåtop og rosmarinlyng. Under mere fugtige forhold vil arter såsom smalbladet
kæruld, hvid næbfrø og rundbladet soldug være mere fremherskende. Det er knyttet til sure og
oligotrofe forhold i moser med et forholdsvis tykt tørvelag og under varierende indflydelse med
minerogent vand. Det kan forekomme som sene tilgroningssamfund i tørvegrave, i højmosers
laggzone, på ødelagte højmoser og som det sidste stadie i den naturlige succession mod højmoser.
Tue kæruld/hedelyng-samfundet er spredt forekommende og har sin hovedudbrelse i det vestlige
Jylland.
Almindelig star/hirse-star samfund
Dette samfund er karakteriseret ved en lavtvoksende græs- og stardomineret vegetation med almindelig
star, hirse-star og blåtop sammen med en lang række græsser og urter. Vegetationen kan
være ganske artsrig med arter såsom katteskæg, lyng-snerre, tormentil, pille-star, rosmarinlyng,
tråd-siv, børstesiv og klokke-ensian. Der findes ofte et veludviklet lag af mosser i bunden. Dette
samfund er den hyppigste naturlige tørveeng-type i Danmark. Hvor der er kalkholdig dynd træffes
endvidere arter såsom rust-skæne og blågrøn star. Almindelig star/hirse-star-samfundet findes
på sommerudtørrende enge på næringsfattig dynd og dyndholdig tørv. Samfundet findes som
dyndeng langs vandløb og ved søbredder bla. i hede- og klitområder. Samfundet kan endvidere
træffes hvor tørven har været skrællet af. Samfundet er almindeligt i hede- og klitegne.
Pors/blåtop-samfund
I pors-blåtop vegetationen kan mange andre arter træffes, eks. almindelig star, tue-kogleaks, smalbladet
kæruld, hirse-star, gåse-potentil, kragefod og eng-viol. På blåtop-tuerne kan flere surbundsarter
såsom klokkelyng, revling, almindelig hvene, blåbær og katteskæg vokse. I klitegne er klitsiv,
krybende pil m.fl. hyppigere i vegetationen. I meget våde væld kan benbræk, vandnavle,
klokke-ensian og næb-star være fremherskende mellem tuerne. Generelt er dette samfund fattigt
på mosser og laver. Samfundet kan undertiden danne store og rene bestande af pors, med en højde
105

på ½ - 3/4 m. Dette samfund findes i lavninger og ved oligotrofe søer i hede- og klitområder, på
randen af hedemoser (tue-kæruld/hedelyng-samfund) og højmoser og i hedemoser med
trykvandspåvirkning. Ofte er samfundet omgivet af et bælte af fugtig hede. Ved vældpræg har
dette samfund potentiale for at opretholde sig selv. På øvrige områder er pors/blåtop-samfundet
afhængig af græsning eller slæt og vil ved driftsophør udvikles mod krat og skov. Pors/blåtopsamfundet
er almindeligt i Jyllands hede og klitegne.
Skov-typer
Pilesumpe
Pilesumpe domineret af f.eks. grå-pil, øret pil og/eller femhannet pil træffes på naturlig eutrof
bund og på eutrofierede områder.
Ellesumpe
Ellesumpene forekommer på eutrofe arealer, der er temporært til permanent våde. Vegetationen er
spredt i Danmark, men mest i de østlige dele af Jylland og på øerne.
Askesumpe
Askesumpe findes på meget næringsrig, kalkrig og fugtig-temporær våd bund. Askesump forekommer
ikke ved stillestående vand, men ses ofte hvor der er vældpræg. De træffes i moræneområderne
i Jylland og på øerne.
Mose-bunke-birkeskov
Mose-bunke-birkeskov samfundet findes på mesotrofe eller let sure jorde, ofte med mordannelse
og højt grundvandsspejl. Vegetationen kan danne overgang til elleskove. Birkesumpene er spredt i
de østlige egne af Jylland og Øerne.
106

Bilag 7.2
Kode beskrivelser (fra Nielsen et al., 2000)
1100 befæstet overflade
1110 bykerne
1120 lav bebyggelse
1121 høj bebyggelse
1122 åben bebyggelse
1123 bebyggelse i åbent land
1210 industri
1221 motervej
1222 motertrafikvej
1223 vej >6 m
1224 vej 3-6 m
1226 jernbane
1228 bro
1229 dæmning
1240 lufthavn
1242 landingsbane
1310 råstofområde
1340 teknisk areal
1341 kirkegård
1420 sportsanlæg
1421 rekreativt område
1422 klippet græs
2112 landbrug
2222 gartneri
2300 græsarealer
2310 græs i byområder
2430 blandet landbrug/natur
3100 skov
3110 løvskov
3120 nåleskov
3130 blandet skov
3210 overdrev
3220 hede
3250 blandet natur
3310 sand/klit
3330 anden overflade med ringe vegetation
4110 eng
4112 vådområde
4120 mose
4130 strandeng
5120 sø
5121 vandløb > 8-12 m
5123 sø-rørskov
5126 dambrug
5230 hav
6000 uklassificeret
107

Bilag 9.1. Samleskema til registrering af ynglefugle
Lokalitet: År: Antal kortbilag:
Amt: Besøgsdatoer (m-morgen; a-aften):
108
Tidsforbrug pr. besøg:
Art: Delomr. 1 Delomr. 2 Delomr. 3 Delomr. 4 Total
Bemærkninger:

Bilag 9.2. Samleskema til registrering af rastende fugle
Lokalitet: År: Antal bilag:
Amt: Besøgsdatoer:
Linietransekt (ja/nej): Tidsforbrug pr. besøg:
1. halvår 2. halvår Hele året
Art: Maksimum Gennemsnit Maksimum Gennemsnit Maksimum
Bemærkninger:
109

Bilag 9.3 Samleskema til overvågning af forekomst af odder på transekter
langs åløb. Transektnumre refererer til kortbilag
Lokalitet: År: Kortbilag:
Amt:
Transektnummer
(positiv forekomst: +; ingen spor: -)
Måned: 1 2 3 4 5
Bemærkninger:
110

11.1 Registrering af vegetationskortlægning
Projektområde Stikprøvenummer UTM-koordinat
Dato Inventør
Artsnavn Dækningsgrad
i 4 m 2
felt
van der Maarels dækningsgradskala:
Suppl. arter
i 49 m 2
felt
Suppl. arter på
vegetationsflade
Skala 1 2 3 4 5 6 7 8 9
Dækning

11.2 Arealbeskrivelse
Projektområde Stikprøvenummer UTM-koordinat
Dato Inventør
Kategori
Nuværende arealanvendelse
112
Type Bemærkninger
omdriftsareal
græsmark
naturareal
Driftspåvirkninger græsning
høslæt
rørskær
Vegetationsstruktur åben vegetation
lav græs-urtevegetation
høj græs-urtevegetation
dværgbuskvegetation
krat
skov
Øvrige påvirkninger dræning
gødskning
jordbearbejdning
udsåning
Fugtighed oversvømmet
Andet
grundvandsspejl nær overfladen
grundvandsspejl i 0-40 cm dybde
grundvandsspejl i > 40 cm dybde

11.3 Registrering af frekvensanalyser ved udvidet Raunkiær-cirkling
Projektområde Prøvefeltnummer Cirkelstørrelse
Plantesamfundstype Inventør Dato
I artsrig vegetation anvendes Raunkiær-cirkler der er underinddelt i 3 koncentriske cirkler (0,1 m 2
, 0,01 m 2
og 0,001 m 2
).
I artsfattig vegetation anvendes Raunkiær-cirkler der er underinddelt i 4 koncentriske cirkler (1m 2
, 0,1 m 2
, 0,01 m 2
og 0,001 m 2
).
0,001 m 2
0,01 m 2
Points som funktion af cirkelstørrelse:
Cirkelstørrelse 1 m 2
0,1 m 2
Points 1 2 3 4
Points
sum
Felt
15
Felt
14
Felt
13
Felt
12
Felt
11
Felt
10
Felt
9
Felt
8
Felt
7
Felt
6
Felt
5
Felt
4
Felt
3
Felt
2
Felt
1
Artsnavn
Dækningsgrad af mos
Dækningsgrad af bar jord
113

11.4 Dækningsgradsanalyse i analysefelter (a 1m 2
)
Projektområde Prøvefeltnummer
Plantesamfundstype Inventør Dato
Denne metode supplerer frekvensanalyserne i meget høj busk- og urtevegetation med dominans af enkelte store arter.
Felt
15
Felt
14
Felt
13
Felt
12
Felt
11
Felt
10
Felt
9
Felt
8
Felt
7
Felt
6
Felt
5
Felt
4
Felt
3
Felt
2
Felt
1
Artsnavn
van der Maarels dækningsgradskala:
Skala 1 2 3 4 5 6 7 8 9
Dækning

11.5 Registrering af bestandstørrelser af A og B arter
Projektområde Prøvefeltnummer
Plantesamfundstype Inventør Dato
Hvor det er muligt angives antallet af indvider ellers oplyses antal bestande/kolonier og deres omtrentlige arealdækning:
Bestandopgørelser Antal individer Bestande
Artsnavn 1-25 26-100 100-500 500-1000 > 1000 Antal bestande Arealdækning
(i m 2
)
115

11.6 Registreringer i prøvefelter
Projektområde Prøvefeltnummer
Inventør Dato
Fotodokumentation
Oversigtsbillede
Nærbillede af prøvefelt
Påvirkninger
rekreativ udnyttelse
naturpleje
plantning osv
Jordbundsbeskrivelse
116
Film Billedenummer
Bemærkninger
Type Bemærkninger
Førnelag (i cm)
Tørveholdige jordlags tykkelse (i cm)
Jordtype i de øvre 20 cm grovsandet jord
finsandet jord
grov lerblandet sandjord
fin lerblandet sandjord
grov sandblandet lerjord
fin sandblandet lerjord
lerjord
svær lerjord
humus / tørv
speciel jordtype
Kalkforekomst
Andet

11.7 Registrering af hydrologi
Projektområde Prøvefeltnummer
Inventør Dato
Grundvandstand
117

11.8 Registrering af jordbundsprøver til kemisk analyse
Projektområde Prøvefeltnummer
Inventør Dato
Jordbundsprøve nummer
118

11.9 Registrering af telefoniske interviews med lodsejere
Projektområde Prøvefeltnummer
Inventør Lodsejer Dato
Drift
Driftstype/intensitet Kommentarer
Græsning antal græssende dyr/ha
art/race
start tidspunkt
slut tidspunkt
andet
Høslæt tidspunkt
slåhøjde
anvendelse (ensilage/grøntpiller)
andet
Pesticidbehandling hvorfor er der anvendt pesticider
type
mængde
tidspunkt
andet
Jordbearbejdning hyppighed
dybde
andet
Udsåning arter
mængde
udstrækning på areal
andet
Andet
119

11.10 Registrering af historiske oplysninger
Projektområde Prøvefeltnummer
Inventør Dato
Drift
120
Type/intensitet Kommentarer
Tidligere arealanvendelse
Græsning antal græssende dyr/ha
art/race
start tidspunkt
slut tidspunkt
andet
Høslæt tidspunkt
slåhøjde
anvendelse (ensilage/grøntpiller)
andet
Pesticidbehandling hvorfor er der anvendt pesticider
type
mængde
tidspunkt
andet
Gødskning tidspunkt
type
mængde
Jordbearbejdning tidspunkt
hyppighed
dybde
andet
Dræning/vandindvinding tidspunkt
rørdrænet
grøfter
vedligeholdelse af dræn
Udsåning tidspunkt
arter
mængde
udstrækning på areal
andet
Andet

Bilag 11.11 Oversigt over danske plantesamfund på lavbundsarealer
Kultureng
Almindelig kvik/ager-tidsel-samfund
Denne kulturengstype er karakteriseret ved en meget høj forekomst af arter såsom almindelig
kvik, hundegræs, stor nælde, burre-snerre og ager-tidsel, hvilket indikerer at arealet har været i
omdrift inden for en begrænset årrække. Det omfatter drænede og gødskede kulturenge, der er
blevet omlagt inden for ganske få år og er meget udbredt i hele landet.
Almindelig rajgræs/hvid-kløver-samfund
Almindelig rajgræs, hvid-kløver, mælkebøtte, almindelig hønsetarm, fløjlsgræs, almindelig røllike,
enårig rapgræs m.fl. er hyppige arter i almindelig rajgræs/hvid kløver-samfundet. Vegetationen er
kendetegnet ved at rumme få urter, få kvælstoffikserende arter udover hvid kløver og få fugtigbundsarter.
Samfundet omfatter drænede og gødskede kulturenge, der er blevet omlagt indenfor
ganske få år og er vidt udbredt i hele landet.
Lav ranunkel/almindelig rapgræs-samfund
Arter såsom lav ranunkel, fløjlsgræs, kryb-hvene, mose-bunke, eng-svingel og rød svingel indikerer,
at engen ikke har været omlagt i en længere periode. Kær-tidsel, eng-kabbeleje, eng-karse,
sump-fladstjerne, eng-snerre og andre fugtigbundsarter finder efterhånden indpas i vegetationen.
Dette samfund omfatter drænede og gødskede kulturenge, der er blevet omlagt for flere år siden.
Lav ranunkel/almindelig rapgræs-samfundet er meget udbredt i hele landet.
Mose-bunke-samfund
Mose-bunke er konstant og næsten altid dominerende i dette urtefattige samfund. Vegetationens
sammensætning er afhængig af fugtighedsforholdene. Ved en høj fugtighed er tuedannende arter
såsom mose-bunke, lyse-siv og star-arter med til at skabe en mikrotopografisk heterogen vegetation.
Ved en lavere fugtighed f.eks. på sommerudtørrende lavbundsjorder er tuedannelsen mindre
udpræget, og arter såsom lav ranunkel, fløjlsgræs og almindelig rapgræs kan træffes. Samfundet
findes på næringsberigede og/eller drænede enge, hvor der ikke for nyligt er foretaget udsåning.
Det findes på vinterfugtige arealer, hvor der ikke forekommer vintervanddækning. Mose-bunkesamfundet
forefindes bl.a. langs vandløb, men ikke ved søbredder og på den øvre geolittoral på
strandenge med lille saltpåvirkning. Dette samfund er vidt udbredt i hele landet.
Kryb-hvene/knæbøjet rævehale-samfund
Kryb-hvene/knæbøjet rævehale-samfundet er domineret af kryb-hvene og knæbøjet rævehale. Lav
ranunkel, gåsepotentil, nedbøjet ranunkel, tigger-ranunkel og vand-mynte er også hyppigt forekommende,
ligesom vand-pileurt, høj sødgræs, manna-sødgræs og andre arter tilknyttet våd bund
kan træffes. På oligotrof bund er almindelig star, smalbladet kæruld, kær-ranunkel m.fl. hyppige.
Ved saltpåvirkning træffes arter såsom strand-kogleaks, blågrøn kogleaks, og strand-trehage. Samfundet
træffes på våd, kompakt, leret jordbund ofte på forstyrret bund, eks. hvor der er et højt
græsningstryk. Forekommer ved gadekær og ved små vandhuller, hvor kreaturer færdes, lavninger
i kulturenge og over vintervandstandslinien på strandenge med lav salinitet. Det er vidt udbredt
i Danmark.
Meso-eutrofe plantesamfund
Rørgræs-samfund
Artssammensætningen i rørgræs-samfundet afhænger af de hydrologiske forhold. Under forholdsvis
høj fugtighed er rørgræs næsten eneherskende, men få vandplanter såsom vand-mynte,
blære-star, kær-star, kær-snerre og manna-sødgræs kan forekomme i bundlaget. Ved en lav fugtighed
træffes næringskrævende arter såsom almindelig kvik, stor nælde, mose-bunke og agertidsel.
Det findes som et smalt bælte af tør rørskov ved næringsrige (naturlige og eutrofiere-
121

de) søer og vandløb. Forekomsten af dette samfund er ofte indikation for eutrofiering. Rørgræssamfundet
er almindeligt i hele landet og i fremgang som følge af eutrofiering og driftsophør.
Tagrør/bittersød natskygge-samfund
Tagrør/bittersød natskygge-samfundet er det mest udbredte rørsumpsamfund i Danmark. Samfundet
er ofte artsfattigt, sandsynligvis som følge af udskygning fra de høje tagrørs-planter, men til
tider kan rørsumpen indeholde et stort antal arter såsom almindelig gifttyde, kattehale, duskfredløs,
almindelig skjolddrager, kær-snerre, vand-mynte og sværtevæld. Dette rørsump-samfund
tolererer meget variable næringsforhold, men er dog meget sparsomt udviklet ved næringsfattige
forhold. Samfundet foretrækker permanent våde forhold og svækkes betydeligt ved sommerudtørring.
Det ses oftest som det yderste bælte i rørsumpen i stillestående eller letbevægende vand
og vinteroversvømmede moser. Forekomsten af høje urter såsom almindelig mjødurt, stor nælde
og lådden dueurt indikerer tørre, forstyrrede og næringsberigede forhold. Tagrør/bittersød natskygge-samfundet
er vidt udbredt i hele landet og favoriseres af næringsberigelse.
Høj sødgræs-samfund
Høj sødgræs-samfundet er meget variabelt, men er oftest ganske artsfattigt. Samfundet findes i
kanten af rørsumpen ved søer og vandløb og i vældområder. Det stiller krav om et højt næringsindhold
og træffes oftest på mineralbund og mindre hyppigt på tørvejorder. Samfundets udbredelse
er dårligt dokumenteret, men formodes at være almindeligt i hele landet undtagen NV-
Jylland.
Stiv star-samfund
I dette samfund danner stiv star store tuer, der typisk er 30-40 (60) cm i diameter og omkring 50 cm
høje. Denne struktur danner en mosaik af varierede voksesteder, der differentierer fordelingen af
arter. Eks. vil vådbundsplanter såsom tagrør, dusk-fredløs, kær-snerre, sump-snerre, tråd-star,
vand-skræppe, almindelig skjolddrager, sværtevæld, billebo klaseskærm, gul iris kunne vokse
mellem tuerne og tørbundsarter såsom eng-rørhvene, mælkebøtte og ager-padderok kan findes på
tuerne. Stiv star-samfundet er økologisk heterogent og forekommer på både eutrof og mesotrof
bund med udprægede grundvands fluktuationer. Samfundet kan træffes, hvor der er vintervanddækket
på både kalkrig og kalkfattig bund og findes som rørsump-vegetation langs søer, vandløb,
tørvegrave og dyndenge. Det er almindeligt forekommende, hyppigst i Østjylland og på øerne og
aftager i hyppighed mod nord.
Top-star-samfund
Dette samfund er karakteriseret ved dominans af top-star, der danner store oprette tuer op til 1 m
højde. De øvrige arter findes på tuerne, der kan danne voksested for en rig urteflora (eng-viol,
kær-snerre, kær-dueurt) og mellem tuerne hvor der kan forekomme et række rørsumparter (kærpadderok,
eng-forglemmigej). Top-star-samfundet forekommer ved mindre fugtige væld end
sump-kællingetand/dynd-padderok-samfundet, i åbent vand, som en zone uden for tagrør/bittersød
natskygge-rørsumpe, ved oversvømmede områder nær søer og vandløb og gamle
tørvegrave. Samfundet findes i meso- til eutrofe (morænebund) eller eutrofierede kær med stor
tilgængelighed af kvælstof og fosfor. Top-star-samfundets udbredelse er dårligt dokumenteret,
men formodes at være almindeligt i det østlige Jylland og på øerne.
Nikkende star-samfund
Vegetationen i dette samfund er meget ensformig og består næsten udelukkende af nikkende star,
der bliver meterhøj. Samfundet afhænger af årlige oversvømmelser og er karakteriseret ved en høj
vintervandstand. Både sommerudtørrende og sommervåde lokaliteter forefindes, men vegetationen
tåler ikke langvarige udtørringer. Et veludviklet nikkende star-samfund forefindes kun ved
åbredder, særligt hvor åløbene antager større bredder. Det optræder hyppigst på morænebund og
kan beskrives som eutrof. Samfundet tåler i nogen grad oversvømmelse af brakvand, og de vådeste
partier påvirkes ikke af gødskning. Dets udbredelse er dårligt dokumenteret, men formodes
at være almindeligt i det østlige Jylland og på øerne.
122

Eng-rørhvene-samfund
Eng-rørhvene er alt-dominerende i dette artsfattige samfund. Det forekommer, hvor der om sommeren
er forholdsvis tørt, og hvor jordbunden er vandmættet eller tidvis oversvømmet i vinterperioden,
ofte på drænet, eutrof tørv. Når først samfundet er etableret, er eng-rørhvene, på grund af
dens betydelige førneproduktion, meget konkurrencestærk. Eng-rørhvene-samfundets udbredelse
er dårligt dokumenteret, men det formodes at være almindeligt i det østlige Jylland og på øerne.
Lyse-siv/kær-tidsel-samfund
Lyse-siv/kær-tidsel-samfundet er et artsrigt samfund, der er karakteriseret ved forekomsten af
almindelig star, almindelig syre, kragefod, eng-viol, hirse-star, kær-dueurt, kær-snerre, plettet gøgeurt
m.fl. Ved naturligt næringsrige forhold træffes undertiden en række mere specielle arter såsom
kær-star, toradet star, sump-snerre, maj-gøgeurt, eng-kabbeleje, engblomme, vild hør, engkarse,
kær-høgeskæg, hjertegræs og tvebo baldrian. Samfundet omfatter mesotrofe-eutrofe enge
uden kalkpræg. Det forekommer i lavninger, omkring vandhuller, langs søbredder og vandløb.
Ved dræning og/eller gødskning vil samfundet udvikle sig mod lav ranunkel/alm. rapgræssamfundet.
Lyse-siv/kær-tidsel-samfundet er den almindeligste naturengtype i Danmark.
Almindelig mjødurt-samfund
Alle højstaudesamfund er samlet i almindelig mjødurt-samfundet, der er karakteriseret ved at være
højtvoksende, urterigt og ofte artsfattigt. Artssammensætningen er meget variabel og afhænger
af artssammensætningen i de tidligere successionsstadier. I de første år efter driftsophør er det
arter såsom toradet star og almindelig rapgræs, der breder sig i vegetationen, men efter få år er det
oftest almindelig mjødurt, stor nælde, tue-star, lådden dueurt m.fl., der dominerer vegetationen.
Ved høje næringsniveauer vil vegetationen omfatte ruderale arter eller arter karakteristiske for
næringsrige jorder såsom ager-tidsel, almindelig kvik og kruset skræppe. Forekomsten af almindelig
mjødurt-samfundet indikerer en vis næringsrigdom enten naturligt eutrofe forhold eller eutrofierede
forhold (gødskning og/eller dræning). På arealer med kalk i jordbunden er atsrigdommen
større. Almindelig mjødurt-samfundet favoriseres af næringsberigelse og er meget vidt udbredt
over hele landet og i fremgang som følge af driftsophør.
Manna sødgræs-samfund
I manna sødgræs-samfundet er vegetationen karakteriseret ved forekomsten af manna sødgræs,
ofte sammen med almindelig sumpstrå (på lidt lavere vand), mangestænglet sumpstrå og en række
lavtvoksende arter såsom tudse-siv, strandbo, vandnavle og hunde-hvene. Manna sødgræssamfundet
forekommer på våd og mager bund ved næringsfattige søer, vandløb og kildevæld.
Ifølge Warming (1909) træffes samfundet på dybere vand end sø-kogleaks, tagrør og dunhammer
langs søer i klitområder. Dets udbredelse er dårligt dokumenteret, men det formodes at være
spredt forekommende.
Dynd-padderok-samfund
Dette samfund består af en højtvoksende ensartet vegetation domineret af dynd-padderok med
sparsomt indslag af urter. Dynd-padderok-samfundet forekommer i stillestående forholdsvis lavt
vand, under både oligo- og mesotrofe forhold. Det findes ofte udviklet i tilknytning til oligotrofe
søer eller tørvegrave omgivet af pors-blåtop-samfundet eller klokkelyng-hede. Samfundet går tilbage
ved eutrofiering. Dets udbredelse er dårligt dokumenteret, men formodes at være almindeligt.
Kalkkær
Hvas avneknippe-samfund
Hvas avneknippe-samfundet er domineret af den højtvoksende og kalkyndende art, hvas avneknippe.
Samfundet er floristisk variabelt og kan enten bestå af ensartede, artsfattige, tætte og op til
2 m høje bestande af hvas avneknippe med en betydelig førneproduktion eller fremtræde mere
123

åbent med forskellige sump- og kalkarter. Det findes på naturligt næringsrige lokaliteter, hvor
kalkpåvirkningen og forekomsten af kvælstof og organisk stof ikke er for stor. Det findes bl.a. udviklet
på bredden til kalkrige søer, ved fremsivende kalkholdigt grundvand og i tilknytning til
gamle havarme på alluvial bund på cardium-dynd. Hvas avneknippe-samfundet kan forekomme
som pionersamfund i rørsumpen ved søbredder og hvor vandspejlet er højt, og kan opretholdes
ved en meget ekstensiv drift. Dets udbredelse er dårligt dokumenteret, men formodes at være forholdsvis
sjældent.
Sump-kællingetand/dynd-padderok-samfund
Dette meget artsrige samfund er karakteriseret ved forekomsten af dynd-padderok, sumpkællingetand,
næb-star, trævlekrone, eng-kabbeleje, bukkeblad , kær-snerre, sump-forglemmigej,
eng-karse, kær-høgeskæg, hjertegræs, eng-viol, maj-gøgeurt, kødfarvet gøgeurt, vild hør, dyndstar,
almindelig milturt, vand-karse m.fl. På nogle lokaliteter danner Paludella squarrosa tætte, meget
faste grågrønne tuer. Sump-kællingetand/dynd-padderok-samfundet findes i mesotrofe væld
uden eller med sparsom kalkforekomst. Samfundet er meget følsomt specielt over for slåning eller
græsning, da arterne har et yderst ringe formerings- og spredningspotentiale. Det er oprindeligt
karakteristisk for jyske vældmoser, men er sjældent i dag.
Butblomstret siv/blågrøn star-samfund
Butblomstret siv/blågrøn star-samfundet er floristisk variabelt. Hvor vegetationen ved drift holdes
lavtvoksende og åbent, kan dette urterige græsdominerede samfund være meget artsrigt og rumme
mange sjældne karplanter og mosser. De hyppigste arter er blåtop, blågrøn star, rød svingel,
hirse-star, kær-trehage, krognæb star og tormentil. Lavtvoksende arter såsom sump-hullæbe, melet
kodriver, hjertegræs, rust-skæne, vild hør, kær-høgeskæg, sump-forglemmigej, stivhåret borst, fin
bunke, rosmarin-pil, bredbladet kæruld, loppe-star, skede-star, engblomme, mygblomst, almindelig
vibefedt, eng-troldurt og vinget perikon er mere eller mindre hyppige i dette samfund. Hvor
driften er ophørt, hvor græsningstrykket er lavt, eller hvor den naturlige hydrologi er forstyrret,
kan butblomstret siv og blågrøn star danne store sammenhængende bestande med en højtvoksende
mere artsfattig vegetation. Her træffes endvidere tagrør, blåtop, hjortetrøst og angelik. Dette
samfund er begrænset til områder med kalkrig eller basemættet (dvs. kystnær) jordbund. Forekommer
ved ret fugtige forhold som f.eks. væld, topogene kær med vandtilførsel fra kalkrige
jordlag og afblæste klitlavninger. Butblomstret siv/blågrøn star-samfundet kan forekomme som
pionersamfund ved blotlægning af sandet i klitlavninger og ved tørveskrælning i kær hvor der er
kontakt mellem planternes rødder og det kalkrige substrat. På lokaliteter uden trykvand er butblomstret
siv/blågrøn star-samfundet afhængig af drift.
Butblomstret siv/blågrøn star-samfundet kan modstå en delvis afvanding og en mindre næringsberigelse,
men vil udvikles mod et stor nælde-domineret almindelig mjødurt-samfund ved en større
næringsberigelse eller ved udtørring. Butblomstret siv/blågrøn star-samfundet er forholdsvis
sjældent og i tilbagegang.
Oligotrofe kær
Hvid næbfrø-samfund
Hvid næbfrø er den dominerende karplante i dette samfund. Hvor der er meget vådt, kan dyndstar
og blomstersiv forekomme. Sphagnum- arter såsom S. fallax er hyppige. Samfundet findes på
permanent vanddækket oligotrof sand eller tørv. Vegetationen findes i stillestående, sur og dystrof
vand i huller af Sphagnum-moser med tykt tørvelag eksempelvis tue-kæruld/hedelyngsamfundet
og klokkelyng-samfundet. Hvid næbfrø-samfundet forekommer i høljelignende vegetation
på ødelagte højmoser, våde dele af sure hængesække, tørvegrave, der ikke når ned til mineraljorden
og flade hede- og klitkær, der er vanddækkede i en stor del af året. Det er sjældent og har
sin hovedudbredelse i det vestlige Jylland, men er tillige registreret i bl.a. Grib Skov.
124

Smalbladet kæruld-samfund
Smalbladet kæruld-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af smalbladet kæruld, tranebær,
rundbladet soldug, næb-star, bukkeblad, grå-star, hvid næbfrø m.fl.. Sphagnum fallax er ofte den
dominerende Sphagnum-art, men andre arter er også almindelige. Samfundet findes som en veludviklet
hængesæk i kanten af mindre oligotrofe søer, i nye tørvegrave med tørv i bunden (ikke
dybe grave) og i lavninger med et tæt Sphagnum-tæppe. Det har sin hovedudbredelse i det vestlige
Jylland og er spredt forekommende.
Liden siv-tvepibet lobelie-samfund
Liden siv-tvepibet lobelie-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af liden siv, tvepibet lobelie,
næb-star, mangestænglet sumpstrå, kortsporet blærerod, svømmende sumpskærm, søpryd,
strandbo m.fl. I liden siv-tvepibet lobelie-samfundet er forekomsten af Sphagnum-arter og pleurocarpe
bladmosser begrænset. Dette samfund forekommer ved næringsfattige, lavvandede, mere
eller mindre klarvandede søer med en ganske ringe tørvedannelse. Liden siv-tvepibet lobelie samfundet
danner bredvegetationen ved lobelie-søer hvor vandet ikke er helt klart og danner overgang
mellem egentlige lobelie-søer og de brunvandede søer. Liden siv-tvepibet lobelie-samfundet
er fhv. sjældent og er tilknyttet Midt- og Vestjylland.
Liden siv/hunde-hvene/Sphagnum spp.-samfund
Liden siv/hunde-hvene/Sphagnum spp.-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af liden siv,
hunde-hvene, smalbladet kæruld, almindelig star, mangestænglet sumpstrå, manna sødgræs m.fl.
Sphagnum-arter kan være ganske hyppige i dette samfund, hvor søen ikke udtørres hvert år, og
evt. starte en hængesækdannelse. Samfundet forekommer som bredvegetation ved sure, brunvandede,
lavvandede eller tidsvis udtørrede søer. Hvor søen tørrer ud jævnligt, ses kun en begrænset
tørvedannelse og ingen hængesæk. Ved jævnlige skift mellem udtørring og oversvømmelse må
samfundet formodes at opretholde sig selv. Liden siv/hunde-hvene/Sphagnum spp.-samfundet er
spredt forekommende i Midt- og Vestjylland.
Strandbo/tvepibet lobelie-samfund
Strandbo/tvepibet lobelie-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af strandbo, lobelie, tudsesiv
og almindelig sumpstrå sammen med arter såsom klit-siv, sand-siv, svømmende sumpskærm,
søpryd. Hvor tagrør og høj sødgræs forekommer, står skuddene kun ganske spredt. Samfundet
forekommer i næringsfattige og klarvandede søer i hede og klitegne. Det er meget sjældent i Danmark
og er kun dokumenteret i Thy.
Næb-star/Sphagnum-samfund
Ved en forholdsvis høj fugtighed består næb-star/Sphagnum-samfundet næsten udelukkende af
næb-star og et veludviklet lag af vandplanter (bukkeblad, arter af blærerod) og arter tilknyttet rørsumpe.
Hvor tørvelaget er forhøjet, eller hvor der er ved at blive dannet en hængesæk, og planterne
vokser under varierende fugtighedsforhold, vil vandplanterne forkomme mere spredt, medens
submerse Sphagnum-mosser er mere hyppige. Næb-star/Sphagnum-samfundet findes som begyndende
hængesæk i tørvegrave, hvor der er kontakt til mineraljorden og søbredder ved brunvandede
søer. Samfundet kan bl.a. forekomme som rørsump i bredvegetationen ved oligotrofe
søer indtil 1 m vand, det første stadium i en hængesækdannelse og ved tilgroningen af unge dybe
tørvegrave. Næb-star/Sphagnum-samfundet er pioner-samfund ved forholdsvis dybe næringsfattige
søer og randen af dybe tørvegrave. Det er spredt forekommende og har sin hovedudbredelse i
den vestlige del af landet.
Næb-star/dynd-star/skorpionmos-samfund
Næb-star/dynd-star/skorpionmos-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af næb-star,
dynd-star, grenet star, smalbladet kæruld, kragefod, bukkeblad, smalbladet ærenpris, kærranunkel
og kortsporet blærerod i urtelaget og skorpionmos og andre pleurocarpe bladmos-
125

ser (brunmosser) i bundlaget. Hvor der er meget vådt, kan vådbundsarter såsom gul åkande, liden
siv, tvepibet lobelie og sø-kogleaks træffes som vegetations-relikter fra den tidligere sø. Artsammensætningen
afhænger af kalkindholdet. Samfundet findes som hængesæk i oligo-mesotrofe søer
og i væld med stagnerende vand, ofte med kalk. Det er yderst sjældent i Danmark, og det er uvist,
om der stadig findes velfungerende lokaliteter i Danmark.
Tråd-star-samfund
Tråd-star-samfundet er karakteriseret ved tråd-star, der kan være eneherskende i enten store
sammenhængende bevoksninger eller i snævre bælter. Grenet star, dynd-padderok, blomstersiv,
kragefod, rosmarin-pil og kær-dunbregne kan forekomme i varierende mængde. I bunden træffes
en række mosser, der undertiden kan danne hængesæk på meget lavt vand. Samfundet findes på
oligotrof mineraljord. Det er et typisk ekstrem-fattigkærssamfund på afgravet tørvejorde og ved
sandede bredder af oligotrofe søer, hvor den kan initiere en hængesækdannelse. Det forekommer
ofte på mineraljord, hvor tørven er gravet af hedemoser og i dybe tørvegrave. Tråd-starsamfundets
udbredelse er dårligt dokumenteret, men formodes at være forholdsvis sjældent.
Tue kæruld/hedelyng-samfund
Tue kæruld/hedelyng-samfundet er karakteriseret ved forekomsten af tue-kæruld, hedelyng, tranebær,
revling, blåtop og rosmarinlyng. Under mere fugtige forhold vil arter såsom smalbladet
kæruld, hvid næbfrø og rundbladet soldug være mere fremherskende. Det er knyttet til sure og
oligotrofe forhold i moser med et forholdsvis tykt tørvelag og under varierende indflydelse med
minerogent vand. Det kan forekomme som sene tilgroningssamfund i tørvegrave, i højmosers
lagzone, på ødelagte højmoser og som det sidste stadie i den naturlige succession mod højmoser.
Tue kæruld/hedelyng-samfundet er spredt forekommende og har sin hovedudbredelse i det vestlige
Jylland.
Almindelig star/hirse-star-samfund
Dette samfund er karakteriseret ved en lavtvoksende græs- og stardomineret vegetation med almindelig
star, hirse-star og blåtop sammen med en lang række græsser og urter. Vegetationen kan
være ganske artsrig med arter såsom katteskæg, lyng-snerre, tormentil, pille-star, rosmarinlyng,
tråd-siv, børstesiv og klokke-ensian. Der findes ofte et veludviklet lag af mosser i bunden. Dette
samfund er den hyppigste naturlige tørveeng-type i Danmark. Hvor der er kalkholdig dynd, træffes
endvidere arter såsom rust-skæne og blågrøn star. Almindelig star/hirse-star-samfundet findes
på sommerudtørrende enge på næringsfattig dynd og dyndholdig tørv. Samfundet findes som
dyndeng langs vandløb og ved søbredder bl.a. i hede- og klitområder. Samfundet kan endvidere
træffes, hvor tørven har været skrællet af. Samfundet er almindeligt i hede- og klitegne.
Pors/blåtop-samfund
I pors-blåtop-vegetationen kan mange andre arter træffes, f.eks. almindelig star, tue-kogleaks,
smalbladet kæruld, hirse-star, gåse-potentil, kragefod og eng-viol. På blåtop-tuerne kan flere surbundsarter
såsom klokkelyng, revling, almindelig hvene, blåbær og katteskæg vokse. I klitegne er
klit-siv, krybende pil m.fl. hyppigere i vegetationen. I meget våde væld kan benbræk, vandnavle,
klokke-ensian og næb-star være fremherskende mellem tuerne. Generelt er dette samfund fattigt
på mosser og laver. Samfundet kan undertiden danne store og rene bestande af pors med en højde
på ½ - 3/4 m. Dette samfund findes i lavninger og ved oligotrofe søer i hede- og klitområder, på
randen af hedemoser (tue-kæruld/hedelyng-samfund) og højmoser og i hedemoser med
trykvandspåvirkning. Ofte er samfundet omgivet af et bælte af fugtig hede. Ved vældpræg har
dette samfund potentiale for at opretholde sig selv. På øvrige områder er pors/blåtop-samfundet
afhængig af græsning eller slæt og vil ved driftsophør udvikles mod krat og skov. Pors/blåtopsamfundet
er almindeligt i Jyllands hede- og klitegne.
126

Skov-typer
Pilesumpe
Pilesumpe domineret af f.eks. grå-pil, øret pil og/eller femhannet pil træffes på naturlig eutrof
bund og på eutrofierede områder.
Ellesumpe
Ellesumpene forekommer på eutrofe arealer, der er temporært til permanent våde. Vegetationen er
spredt i Danmark, men mest i de østlige dele af Jylland og på øerne.
Askesumpe
Askesumpe findes på meget næringsrig, kalkrig og fugtig-temporær våd bund. Askesump forekommer
ikke ved stillestående vand men ses ofte, hvor der er vældpræg. De træffes i moræneområderne
i Jylland og på øerne.
Mose-bunke-birkeskov
Mose-bunke-birkeskov-samfundet findes på mesotrofe eller let sure jorde, ofte med mordannelse
og højt grundvandsspejl. Vegetationen kan danne overgang til elleskove. Birkesumpene er spredt i
de østlige egne af Jylland og øerne.
127

Bilag 11.12
Kodebeskrivelser (fra Nielsen et al., 2000)
1100 befæstet overflade
1110 bykerne
1120 lav bebyggelse
1121 høj bebyggelse
1122 åben bebyggelse
1123 bebyggelse i åbent land
1210 industri
1221 motorvej
1222 motortrafikvej
1223 vej >6 m
1224 vej 3-6 m
1226 jernbane
1228 bro
1229 dæmning
1240 lufthavn
1242 landingsbane
1310 råstofområde
1340 teknisk areal
1341 kirkegård
1420 sportsanlæg
1421 rekreativt område
1422 klippet græs
2112 landbrug
2222 gartneri
2300 græsarealer
2310 græs i byområder
2430 blandet landbrug/natur
3100 skov
3110 løvskov
3120 nåleskov
3130 blandet skov
3210 overdrev
3220 hede
3250 blandet natur
3310 sand/klit
3330 anden overflade med ringe vegetation
4110 eng
4112 vådområde
4120 mose
4130 strandeng
5120 sø
5121 vandløb >8-12 m
5123 sø-rørskov
5126 dambrug
5230 hav
6000 uklassificeret
128

Danmarks Miljøundersøgelser
Danmarks Miljøundersøgelser - DMU - er en forskningsinstitution i Miljø- og Energiministeriet. DMU’s opgaver
omfatter forskning, overvågning og faglig rådgivning indenfor natur og miljø.
Henvendelser kan rettes til: URL: http://www.dmu.dk
Danmarks Miljøundersøgelser
Frederiksborgvej 399
Postboks 358
4000 Roskilde
Tlf.: 46 30 12 00
Fax: 46 30 11 14
Danmarks Miljøundersøgelser
Vejlsøvej 25
Postboks 314
8600 Silkeborg
Tlf.: 89 20 14 00
Fax: 89 20 14 14
Danmarks Miljøundersøgelser
Grenåvej 12-14, Kalø
8410 Rønde
Tlf.: 89 20 17 00
Fax: 89 20 15 15
Direktion og Sekretariat
Forsknings- og Udviklingssektion
Afd. for Atmosfærisk Miljø
Afd. for Havmiljø
Afd. for Mikrobiel Økologi og Bioteknologi
Afd. for Miljøkemi
Afd. for Systemanalyse
Afd. for Arktisk Miljø
Overvågningssektionen
Afd. for Sø- og Fjordøkologi
Afd. for Terrestrisk Økologi
Afd. for Vandløbsøkologi
Afd. for Landskabsøkologi
Afd. for Kystzoneøkologi
Publikationer:
DMU udgiver faglige rapporter, tekniske anvisninger, temarapporter, samt årsberetninger. Et katalog over DMU’s
aktuelle forsknings- og udviklingsprojekter er tilgængeligt via World Wide Web.
I årsberetningen findes en oversigt over det pågældende års publikationer.
129